Anaerobe Behandlung von Braunwasser und
Klärschlamm unter Berücksichtigung von Co-Substraten
vorgelegt von
Diplom-Ingenieur Alexander Wriege-Bechtold
aus Neustrelitz
von der Fakultät VI
Planen – Bauen – Umwelt
zur Erlangung des akademischen Grades
Doktor der Ingenieurwissenschaften
- Dr.-Ing. -
genehmigte Dissertation
Promotionsausschuss:
Vorsitzender: Prof. Dr.-Ing. Reinhard Hinkelmann
Gutachter: Prof. Dr.-Ing. Matthias Barjenbruch
Gutachter: Prof. Dr.-Ing. habil. Hartmut Eckstädt
Tag der wissenschaftlichen Aussprache: 09.07.2014
Berlin 2015
D83
Verzeichnisse und Vorworte
I
INHALTSVERZEICHNIS
VERZEICHNIS DER BILDER ....................................................................................... V
KURZFASSUNG ....................................................................................................... XIII
ABSTRACT .............................................................................................................. XIV
1 EINFÜHRUNG ....................................................................................................... 2
2 STAND DES WISSENS ......................................................................................... 4
2.1 Trinkwasserverbrauch, Abwasseranfall und Beschaffenheit ........................... 4
2.2 Grundlagen des anaeroben Abbaus ................................................................... 6
2.2.1 Allgemeines ..................................................................................................... 6
2.2.2 Stufen des biologischen Abbaus ..................................................................... 7
2.2.3 Einflussfaktoren des anaeroben Abbaus ......................................................... 9
2.2.3.1 Temperatur ...................................................................................................... 9
2.2.3.2 pH-Wert 11
2.2.3.3 Hydraulische Verweilzeit (HRT) ..................................................................... 12
2.2.3.4 Feststoffgehalt ............................................................................................... 14
2.2.3.5 Zerkleinerungsgrad ....................................................................................... 15
2.2.3.6 Organische Säuren ....................................................................................... 15
2.2.3.7 Raumbelastung ............................................................................................. 16
2.2.3.8 Substratzusammensetzung ........................................................................... 16
2.2.3.9 Abbaugrad ..................................................................................................... 17
2.2.3.10 Weitere Parameter ........................................................................................ 17
2.2.4 Substrate ....................................................................................................... 18
2.3 Abwasser- und Schlammbehandlung .............................................................. 19
2.3.1 Konventionelle Abwasser- und Schlammbehandlung .................................... 19
2.3.1.1 Anfänge der Abwasserableitung bis zur heutigen Kanalisation und
Abwasserbehandlung .................................................................................... 19
2.3.1.2 Schlammbehandlung und -verwertung .......................................................... 21
2.3.2 Neuartige Sanitärsysteme als Alternativen (zur konventionellen
Abwasserbehandlung) ................................................................................... 25
2.3.2.1 Allgemeines ................................................................................................... 25
2.3.2.2 Abwasserbehandlungskonzepte neuartiger Sanitärsysteme .......................... 27
2.3.2.3 Verfahrensvergleich der konventionellen und alternativen
Abwasserbehandlung .................................................................................... 30
2.3.2.4 Beschreibung betrachteter Stoffströme ......................................................... 34
2.3.2.5 Vergleich von Klärschlamm und Braunwasser ............................................... 40
2.4 Co-Vergärung ..................................................................................................... 41
2.4.1 Vorbemerkung ............................................................................................... 41
Verzeichnisse und Vorworte
II
2.4.2 Stand der Co-Vergärung in Deutschland ....................................................... 42
2.4.2.1 Übersicht ....................................................................................................... 42
2.4.2.2 Co-Vergärung von Klärschlamm – Praxisbeispiele aus der Literatur ............. 43
2.4.2.3 Neuartige Sanitärsysteme – ausgewählte Projektbeispiele mit
Anaerobbehandlung ...................................................................................... 48
2.4.3 Co-Substrate bei der Vergärung auf Kläranlagen .......................................... 52
2.4.3.1 Allgemeine Beschaffenheit und Herkunft ....................................................... 52
2.4.3.2 Küchenbioabfälle ........................................................................................... 54
2.4.3.3 Fettabscheiderinhalte .................................................................................... 56
3 ZIELE DER UNTERSUCHUNGEN UND FESTLEGUNG DER
VORGEHENSWEISE .................................................................................... 61
4 MATERIAL UND METHODEN ............................................................................ 63
4.1 Beschreibung der Versuchsanlagen ................................................................ 63
4.1.1 Vergärung Klärwerk Waßmannsdorf .............................................................. 63
4.1.2 Vergärung NASS Stahnsdorf ......................................................................... 68
4.1.3 Laborbatchanlage .......................................................................................... 72
4.2 Analyseprogramm, Probenahme und Analyseparameter ............................... 73
4.2.1 Klärschlammvergärung mit Co-Substrat ........................................................ 73
4.2.2 Vergärung von Braunwasser mit Co-Substrat ................................................ 74
4.3 Eingesetzte Substrate ....................................................................................... 75
4.3.1 Klärschlammvergärung mit Co-Substrat auf dem KW Waßmannsdorf ........... 75
4.3.1.1 Klärschlamm ................................................................................................. 75
4.3.1.2 Co-Substrate ................................................................................................. 79
4.3.2 Braunwasservergärung mit Co-Substrat ........................................................ 85
4.3.2.1 Braunwasser ................................................................................................. 85
4.3.2.2 Küchenbioabfälle ........................................................................................... 90
4.3.3 Vergleich der eingesetzten Basissubstrate Klärschlamm und
Braunwasser sowie der Co-Substrate Fettabscheiderinhalte und
Küchenbioabfall ............................................................................................. 93
5 UNTERSUCHUNGEN ZUR VERGÄRUNG AUF DEM KLÄRWERK
WAßMANNSDORF ....................................................................................... 95
5.1 Untersuchungsprogramm ................................................................................. 95
5.1.1 Großtechnische Untersuchungen .................................................................. 95
5.1.2 Laboruntersuchungen.................................................................................... 97
5.1.2.1 Aufzählung der einzelnen Versuche .............................................................. 97
5.1.2.2 Auswirkungen von Temperaturveränderungen auf die Phasentrennung
von Fettabscheiderinhalten ........................................................................... 97
5.1.2.3 Laborbatchversuche zur Bestimmung der spezifischen
Biogasproduktion ........................................................................................... 98
Verzeichnisse und Vorworte
III
5.1.2.4 Laborbatchversuche zur Bestimmung der Auswirkung von Enzymen
auf die Steigerung der spezifischen Biogasproduktion................................... 99
5.1.2.5 Schaumverhalten - Ermittlung der Schaumfähigkeit ...................................... 99
5.1.2.6 Einsatz von Flockungshilfsmitteln (FHM) – Laborzentrifugentests ............... 101
5.1.3 Berechnungen ............................................................................................. 102
5.1.3.1 Größe eines Zwischenspeicher ................................................................... 102
5.1.3.2 Potenzielle Rückbelastung durch Co-Substrate ........................................... 103
5.2 Darstellung der Messungen und Diskussion der Ergebnisse ...................... 104
5.2.1 Großtechnische Untersuchungen ................................................................ 104
5.2.2 Laboruntersuchungen.................................................................................. 115
5.2.2.1 Auswirkung von Temperaturveränderungen auf die Phasentrennung
von Fettabscheiderinhalten ......................................................................... 115
5.2.2.2 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion.......................................... 117
5.2.2.3 Bestimmung der Auswirkung von Enzymen auf die Steigerung der
Gasproduktion ............................................................................................. 119
5.2.2.4 Änderung des Schaumverhaltens durch Co-Substrate ................................ 120
5.2.2.5 Einfluss der Fettabscheiderinhalte auf die Entwässerbarkeit ....................... 122
5.2.3 Berechnungen ............................................................................................. 126
5.2.3.1 Größe eines Zwischenspeichers ................................................................. 126
5.2.3.2 Rückbelastung............................................................................................. 127
5.2.3.3 Zusammenfassung Rückbelastung.............................................................. 130
5.2.4 Zusammenfassung der Versuche zur Vergärung auf dem Klärwerk
Waßmannsdorf ............................................................................................ 130
5.3 Ermittlung der einwohnerwertspezifische Methan- und
Biogasproduktion aus Klärschlamm und Fettabscheiderinhalten ........ 131
6 UNTERSUCHUNGEN ZUR BRAUNWASSERVERGÄRUNG IM
NEUARTIGEN SANITÄRSYSTEM STAHNSDORF .................................... 139
6.1 Untersuchungsprogramm ............................................................................... 139
6.1.1 Halbtechnische Untersuchungen ................................................................. 139
6.1.2 Laboruntersuchungen.................................................................................. 139
6.1.2.1 Aufzählung der Versuche ............................................................................ 139
6.1.2.2 Aufkonzentrierung des Braunwassers aus dem Wohngebäude ................... 140
6.1.2.3 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser ............. 140
6.1.2.4 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser mit
Küchenbioabfällen ....................................................................................... 141
6.2 Darstellung der Messungen und Diskussion der Ergebnisse ...................... 142
6.2.1 Halbtechnische Untersuchungen ................................................................. 142
6.2.2 Laboruntersuchungen.................................................................................. 149
6.2.2.1 Aufkonzentrierung des Braunwasser aus dem Wohngebäude ..................... 149
6.2.2.2 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser ............. 150
Verzeichnisse und Vorworte
IV
6.2.2.3 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser mit
Küchenbioabfall ........................................................................................... 151
6.2.3 Weitere Berechnungen ................................................................................ 152
6.2.3.1 Anschlusswert ............................................................................................. 152
6.2.3.2 CSB-Bilanz .................................................................................................. 153
6.2.4 Zusammenfassung der Versuche zur Vergärung im neuartigen
Sanitärsystem Stahnsdorf ........................................................................... 155
6.3 Ermittlung der einwohnerspezifischen Methan- und Biogasproduktion
für Braunwasser und Küchenbioabfälle .................................................. 156
7 ZUSAMMENFASSUNG UND AUSBLICK ......................................................... 163
8 LITERATUR ...................................................................................................... 169
9 ANHANG ........................................................................................................... 180
Verzeichnisse und Vorworte
V
Verzeichnis der Bilder
Bild 1: Wasserverwendung in Deutschland /BDEW (2012)/ ................................................ 4
Bild 2: schematische Darstellung des anaeroben Abbaus organischer Substanzen, nach
/BISCHOFSBERGER ET AL. (2005), VERÄNDERT/ .......................................................... 8
Bild 3: Abhängigkeit der Faulzeit von der Temperatur /ATV-DVWK (2003)/ .......................10
Bild 4: Technische Faulgrenze /IMHOFF ET AL. (2007)/ .......................................................13
Bild 5: Gasproduktion in Abhängigkeit vom Feststoffgehalt /nach INDEN (1977)/ ...............14
Bild 6: Fließbild einer Schlammbehandlung mit Vergärung ................................................21
Bild 7: Behandlung des Regenwassers .............................................................................27
Bild 8: Beispiel 1-Stoffstrom–System .................................................................................28
Bild 9: Beispiel 2-Stoffstrom–System Grauwasser-Schwarzwasser ...................................29
Bild 10: Beispiel 3-Stoffstrom–System Gelbwasser-Braunwasser-Grauwasser ...................29
Bild 11: Anteil des in Kanälen abgeleiteten Abwassers in der EU /EU (2013), VERÄNDERT/ .30
Bild 12: Skizze (links) und Beispielfoto (rechts) einer No-Mix–Toilette .................................36
Bild 13: Verfahrensschema der Kläranlage /REIPA (2003)/ ..................................................44
Bild 14: Verfahrensschema der Kläranlage A /KOLB&GILBERG (2009)/.................................45
Bild 15: Fließbild Klärschlammvergärung KA Duisburg-Kaßlerfeld /VON FELDE ET AL. (2005)/
...............................................................................................................................45
Bild 16: Wasser- und Abwasserkonzept ökologische Wohnsiedlung Lübeck-Flintenbreite
/OTTERWASSER (2002)/ ...........................................................................................48
Bild 17: Dezentrales Abwasserkonzept DEUS21 – Knittlingen /TRÖSCH&HIESSL (2008)/ .....50
Bild 18: Schnittdarstellung Hamburg Water Cycle in Jenfeld /AUGUSTIN&SCHONLAU (2008)/
...............................................................................................................................51
Bild 19: Herkunft und Art biogener Reststoffe und Abfälle /LEIBLE ET AL. (2003), VERÄNDERT/
...............................................................................................................................53
Bild 20: Darstellung Küchenabfallzerkleinerer .....................................................................56
Bild 21: Prinzipskizze Fettabscheider nach DIN 4040 (links) und EN 1825-1 (rechts) ..........59
Bild 22: Faulbehälterverschaltung in Waßmannsdorf /BWB (2009)/ (li.) und Außenansicht
Faulbehälter (re.) ....................................................................................................65
Bild 23: Annahmestation (Innenansicht und Außenansicht mit Tankfahrzeug) .....................67
Bild 24: Co-Substratannahmestation auf dem Klärwerk Waßmannsdorf /BWB (2009)/ ........67
Bild 25: Darstellung des stoffstromorientierten Sanitärkonzeptes in Stahnsdorf /KWB (2012)/
...............................................................................................................................68
Bild 26: Vorlagebehälter (links) und Biogasreaktor (Anaerobreaktor) der Biogasanlage ......70
Bild 27: Prinzipskizze der Biogasanlage mit Probenahmestellen .........................................71
Bild 28: Laborbatchanlage zur Bestimmung der spezifischen Gasproduktion ......................72
Bild 29: Übersicht der Messstellen Co-Vergärung Waßmannsdorf .......................................74
Bild 30: Übersicht der Messstellen Biogasanlage NASS Stahnsdorf .....................................75
Bild 31: Schlammmengen im Zulauf zu den einzelnen Faulbehältern in prozentualen Anteilen
an der gesamten Schlammmenge in den Versuchsphasen 1 und 2 ........................76
Bild 32: angelieferte Co-Substratmengen in VP 1 und VP 2 .................................................80
Verzeichnisse und Vorworte
VI
Bild 33: Siebanlage mit Siebkorb zur Abscheidung von Störstoffen (li.); mit Störstoffen
gefüllter Siebkorb (Mi.); Störstoffe aus dem Co-Substrat (re.) .................................84
Bild 34: Verteilung der Inhaltsstoffe in Überstand und Zulauf zum Biogasreaktor in den
Beschickungszeiträumen mit und ohne Zugabe von Küchenbioabfall .....................89
Bild 35: TR- und oTR-Gehalt in den Mischproben Bioabfall ..................................................90
Bild 36: Gehalt an Fetten, Kohlenhydraten und Eiweißen im Küchenbioabfall ......................91
Bild 37: Biogaspotenzial der Küchenbioabfälle .....................................................................93
Bild 38: Fließbild der Vergärung in Versuchsphase 1 ...........................................................95
Bild 39: Darstellung der Versuchsphasen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf 95
Bild 40: Fließbild der Vergärung in Versuchsphase 2 ...........................................................96
Bild 41: 3 Phasen von Fettabscheiderinhalten nach Entmischung ........................................97
Bild 42: Ganglinien der Biogasproduktion (Tageswerte) in Faulbehälter II und IV sowie zu
Faulbehälter III zugegebenen Co-Substratmengen (Tageswerte) als organische
Substanz (Der grau hinterlegte Bereich in VP2 wurde wegen Fehlmessungen nicht
mit ausgewertet.) .................................................................................................. 104
Bild 43: Co-Substratzufuhr versus Biogasproduktion aus Co-Substrat ............................... 111
Bild 44: Hydraulische Verweilzeit versus spezifische Gasproduktion der Co-Substrate (FB III)
............................................................................................................................. 113
Bild 45: oTR-Raumbelastung versus oTR-Abbaugrad in Faulbehälter III ............................ 113
Bild 46: Co-Substratzufuhr versus Steigerung CH4-Gehalt ................................................. 115
Bild 47: Verteilung der Phasen in Abhängigkeit von der Zeit und Temperatur .................... 116
Bild 48: Biogasproduktion im Laborbatchversuch 1 – Bestimmung spezifische
Biogasproduktion .................................................................................................. 118
Bild 49: Biogasproduktion im Laborbatchversuch 2 – Bestimmung Wirkung von Enzymen 119
Bild 50: FHM-Verbrauch in der Schlammentwässerung in den Jahren von 2007 bis 2009 . 122
Bild 51: TR-Gehalte in Feststoff und Zentrat im Laborversuch zum FHM-Verbrauch für
verschiedene Zugabemengen des Flockungshilfsmittels ...................................... 124
Bild 52: CSB des Zentrats im Laborzentrifugentest für verschiedene FHM-Zugabemengen
............................................................................................................................. 125
Bild 53: Min-, Mittel- und Max-Erhöhungswerte der N-Rückbelastung durch die Co-Substrate
............................................................................................................................. 128
Bild 54: Darstellung der Versuchsphasen zur Braunwasservergärung des NASS Stahnsdorf
............................................................................................................................. 139
Bild 55: Häufigkeitsverteilung der Zu- und Ablaufwerte für den Parameter organische Säuren
in VP 1 und VP 2 .................................................................................................. 148
Bild 56: Sedimentationsleistung der gerührten und gepumpten Braunwasserproben ......... 149
Bild 57: Faulzeit im Laborbatchversuch 1 in Bezug auf die oTR-Konzentration .................. 150
Bild 58: Darstellung der Gassummenlinie aus Laborbatchversuch 2 .................................. 152
Bild 59: CSB-Bilanz Versuchsphase 1 ................................................................................ 153
Bild 60: CSB-Bilanz Versuchsphase VP 2 .......................................................................... 154
Bild 61: Verfahrensfließbild Klärwerk Stahnsdorf /BWB (2009)/ .......................................... 180
Verzeichnisse und Vorworte
VII
Bild 62: Standwolf im NASS Stahnsdorf, Küchenbioabfall und zerkleinerter Küchenbioabfall
............................................................................................................................. 188
Bild 63: Vergleich der Homogenisierungsmethoden CSB ................................................... 189
Bild 64: Vergleich der Homogenisierungsmethoden Phosphor ........................................... 190
Bild 65: Vergleich von Raumbelastung, HRT und erforderlichem Faulvolumen für
Vakuumtoilette und Vakuumtoilette aus dem Flugzeug mit geringerem
Wasserverbrauch ................................................................................................. 195
Verzeichnisse und Vorworte
VIII
Verzeichnis der Tabellen
Tabelle 1: Spezielle Frachten und der Anfall häuslichen Schmutzwassers /ATV-
DVWK (2000); DWA (2008), VERÄNDERT/ ....................................................................... 6
Tabelle 2: Faulzeiten der unterschiedlichen Temperaturbereiche bei der Vergärung ............12
Tabelle 3: Vorgaben des MUNLV für die Kläranlagen verschiedener Größenklassen /MUNLV
IN DWA (2009)/ .............................................................................................................16
Tabelle 4: Zusammensetzung von Kohlenhydrat, Eiweiß und Fett
/HELFFERICH&GÜTTE (1972)/ .........................................................................................16
Tabelle 5: Kennwerte für Kohlenhydrate, Eiweiße und Fette aus DWA (2010A), ERGÄNZT ....17
Tabelle 6: Auswahl von Konzentrationskennwerte unterschiedlicher Hemmstoffe beim
anaeroben Abbau /LIEBENEINER (2010); WEILAND (2003), VERÄNDERT/ .........................18
Tabelle 7: Aufkommen von Klärschlamm in Deutschland und dessen thermische und
landwirtschaftliche Verwertung /BMU (2010)/................................................................24
Tabelle 8: Behandlungsmöglichkeiten der Teilströme häuslichen Abwassers .......................27
Tabelle 9: Vergleich konventionelles und neuartiges Sanitärsystem .....................................32
Tabelle 10: Schlammkennwerte verschiedener Klärschlammarten /THOMÉ-
KOZMIENSKY (1998); ATV-DVWK (2003)/ ......................................................................35
Tabelle 11: spez. Biogasproduktion von Primär-, Sekundär- und Mischschlamm in L/kg oTRzu
/KAPP (1984); LESCHBER&LOLL (1996); SCHMELZ (2000); DOCKHORN (2012)/ ................35
Tabelle 12: Toilettentyp und dazugehörige Spülmengen nach STARKL ET AL. (2005),
verändert ......................................................................................................................37
Tabelle 13: Konzentration verschiedener Parameter im Braunwasser aus einer Schwerkraft–
No-Mix– und einer Vakuum–No-Mix–Toilette /berechnet nach DWA (2008)/ ................37
Tabelle 14: Behandlungsmöglichkeiten der feststoffreichen Phase des Braunwassers
/DWA (2008), VERÄNDERT UND ERGÄNZT/.......................................................................39
Tabelle 15: Vergleich der Kompostierung (aerob) und Vergärung (anaerob) von Braunwasser
(und Schwarzwasser) ...................................................................................................39
Tabelle 16: Vergleich Klärschlamm und Braunwasser ..........................................................40
Tabelle 17: Betriebsparameter der Kläranlagen mit Co-Vergärung aus dem Literaturvergleich
.....................................................................................................................................47
Tabelle 18: Wichtige Parameter für Co-Substrate /DWA (2009), VERÄNDERT/ .......................54
Tabelle 19: Mengenangaben für Fettabscheiderinhalte aus ATV (1998) ..............................57
Tabelle 20: Kenndaten Klärwerk Waßmannsdorf /BWB (2007); BWB (2009)/ ......................63
Tabelle 21: Kenndaten NASS Stahnsdorf /PETER-FRÖHLICH ET AL. (2008), VERÄNDERT/ .......69
Tabelle 22: Kenndaten Laborbatchanlage ............................................................................72
Tabelle 23: Analyseparameter Schlammvergärung mit Co-Substrat .....................................73
Tabelle 24: Analyseparameter Braunwasservergärung mit Co-Substrat ...............................74
Tabelle 25: Monatsschlammmengen im Zulauf zu den einzelnen Faulbehältern in m³ .........77
Tabelle 26: Schlammparameter im Zulauf zur ersten Kaskadenstufe ...................................78
Tabelle 27: Schlammparameter im Zulauf zur zweiten Kaskadenstufe (FB III/FB IV) ...........79
Tabelle 28: Anlieferungsmengen der Versuchsphase 1 und 2 ..............................................80
Verzeichnisse und Vorworte
IX
Tabelle 29: Vergleich der Messungen der Fettabscheiderinhalte in Waßmannsdorf mit
Werten aus ATV (1998) ................................................................................................82
Tabelle 30: Mittelwerte der Co-Substrate Flotatschlämme (aus der Lebensmittelindustrie)
und Speisereste im Vergleich zu den Fettabscheiderinhalten .......................................83
Tabelle 31: Mittelwerte Braunwasser (± Standardabweichung) der Beschickungszeiträume
ohne und mit Küchenbioabfallzugabe ...........................................................................85
Tabelle 32: Mittelwerte Überlauf (± Standardabweichung) der Beschickungszeiträume ohne
und mit Küchenbioabfallzugabe ....................................................................................86
Tabelle 33: Mittelwerte Zulauf Reaktor (± Standardabweichung) der Phasen ohne und mit
Bioabfallzugabe ............................................................................................................87
Tabelle 34: Zusammensetzung von Küchenbioabfällen im Vergleich ...................................92
Tabelle 35: Vergleich der eingesetzten Basis- und Co-Substrate (Mittelwerte) .....................93
Tabelle 36: Analysewerte der auszufaulenden Substrate aus Laborbatchversuch 1 .............98
Tabelle 37: Analysewerte der auszufaulenden Substrate aus Laborbatchversuch 2 .............99
Tabelle 38: Klassifizierung der Anlieferungen aufkonzentrierter Fettabscheiderinhalte 2009
................................................................................................................................... 103
Tabelle 39: Biogasproduktion in Faulbehälter III und IV in den Versuchsphasen 1 und 2 ... 105
Tabelle 40: Raumbelastung in Faulbehälter III und IV in den Versuchsphasen 1 und 2 ...... 106
Tabelle 41: Hydraulische Verweilzeit in Faulbehälter III und IV in den Versuchsphasen 1 und
2 ................................................................................................................................. 108
Tabelle 42: oTR-Abbaugrad in den Faulbehältern I bis IV in den Versuchsphasen 1 und 2 109
Tabelle 43: Methangehalt in den Faulbehältern I bis IV in den Versuchsphasen 1 und 2 .... 110
Tabelle 44: spezifische Biogasproduktion aus dem Laborbatchversuch 1 .......................... 118
Tabelle 45: Ergebnisse aus den Schaumversuchen 1 (SV1) und 2 (SV2) .......................... 121
Tabelle 46: Minimal-, Maximal- und Mittelwerte des Verbrauchs von Flockungshilfsmittel bei
der Klärschlammentwässerung ................................................................................... 123
Tabelle 47: Speicherauslegung für verschiedene Szenarien .............................................. 126
Tabelle 48: Konzentration von Gesamtstickstoff in den verschiedenen Co-Substraten ....... 127
Tabelle 49: Konzentration gelöster Stickstoff aus den Co-Substraten im Klärschlamm ...... 129
Tabelle 50: Konzentration gelöster Stickstoff aus den Co-Substraten im Zentrat ................ 129
Tabelle 51: Leistungsdaten eines BHKW nach ASUE (2011) ............................................. 137
Tabelle 52: Betriebsparameter des Biogasreaktors des NASS Stahnsdorf in den
Versuchsphasen 1 und 2 ............................................................................................ 142
Tabelle 53: Biogasproduktion NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2 .............. 143
Tabelle 54: Spezifische Biogasproduktion NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
................................................................................................................................... 144
Tabelle 55: Raumbelastung NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2................. 144
Tabelle 56: Hydraulische Verweilzeit NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2 ... 145
Tabelle 57: oTR-Abbaugrad NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2 ................ 146
Tabelle 58: Methangehalt NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2 .................... 147
Tabelle 59: Organische Säuren im Ablauf NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
................................................................................................................................... 148
Verzeichnisse und Vorworte
X
Tabelle 60: Ergebnisse aus Laborbatchversuch 1 .............................................................. 150
Tabelle 61: Ergebnisse aus Laborbatchversuch 2 .............................................................. 151
Tabelle 62: Leistungsdaten eines Mikro-BHKW nach SCHELLHORN (2011) ......................... 161
Tabelle 63: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Klärschlamm und
Fettabscheiderinhalten -großtechnisch ....................................................................... 184
Tabelle 64: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Klärschlamm und
Fettabscheiderinhalten -Laborversuche ...................................................................... 184
Tabelle 65: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Braunwasser und
Küchenbioabfällen -Technikumsanlage ...................................................................... 185
Tabelle 66: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Braunwasser und
Küchenbioabfällen -Laborversuche ............................................................................. 185
Tabelle 67: Zusammensetzung der Proben im Laborbatchversuch 1 Klärschlamm und
Fettabscheiderinhalte ................................................................................................. 193
Tabelle 68: Zusammensetzung der Proben in Laborbatchversuch Nr. 1 ............................. 194
Tabelle 69: Zusammensetzung der Proben in Laborbatchversuch Nr. 2 ............................. 194
Verzeichnisse und Vorworte
XI
Verzeichnis der Abkürzungen
Allgemeine Abkürzungen
ABE Allgemeine Bedingungen für die Entwässerung in Berlin
AG Abbaugrad
akFAI aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte
ATP Adenosintriphosphat
ATV Abwassertechnische Vereinigung (heute: DWA)
Bx Beschickung (X: Index der unterschiedlichen Varianten)
BGP Biogasproduktion
BGA Biogasanlage
BGR Biogasreaktor
BHKW Blockheizkraftwerk
BSB5 Biologischer Sauerstoffbedarf nach 5 Tagen
BW Braunwasser
BWB Berliner Wasserbetriebe
DWA Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall
E Einwohner
EM Eigene Messungen
EW Einwohnerwert
FAI Fettabscheiderinhalte (auch nFAI)
FB Faulbehälter
fFS fetthaltige Flotatschlämme
FHM Flockungshilfsmittel
HRT Hydraulic Retention Time (dt. Hydraulische Verweilzeit – HVZ)
KS Klärschlamm
KA Kläranlage oder Korrespondenz Abwasser (Fachzeitschrift)
KBA Küchenbioabfall
LBA Laborbatchanlage
LBV Laborbatchversuch
LCA Life Cycle Assessment
M Motor
MAP Magnesium-Ammonium-Phosphat
MV Mischungsverhältnis
NASS Neuartige Sanitärsysteme
nFAI normale Fettabscheiderinhalte
PN Probenahmestelle
PS Primärschlamm
R Rückschlagventil und Reaktor
SVB Schlammvorbehandlung
SW Schwarzwasser
SCST Sanitation Concepts for Separate Treatment
SS Sekundärschlamm
SR Speisereste
TU(B) Technische Universität Berlin
TUHH Technische Universität Hamburg-Harburg
U Urin oder Umdrehung
UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket
US United States
VP Versuchsphase
VDI Verein Deutscher Ingenieure
VK Vorklärung
Vol. Volumen
WWTP wastewater treatment plant
Verzeichnisse und Vorworte
XII
Formelzeichen, Einheiten
AFS abfiltrierbare Stoffe
C Konzentration mg/L
CH4 Methan %
CO2 Kohlendioxid %
CSB Chemischer Sauerstoffbedarf mg/L
E Einwohner -
E Energie kW, W, kWh
F Flux/ Durchflussmessung l/(m²·h·bar)
G Gewicht Mg, kg, g, mg
H2S Schwefelwasserstoff %
L Füllstandsmessung -
L Leistung W, kW
M Fracht Mg, kg, g, mg
n Anzahl -
N Stickstoff (elementar) g
N2 Stickstoff (molekular) %
NH4+ Ammoniumion mg/L
NH4-N Ammoniumstickstoff mg/L
NO3- Nitration mg/L
orgS organische Säuren mg/L
O2 Sauerstoff %, mg/L
oTR organischer Trockenrückstand %
oTS organische Trockensubstanz g/kg
orgS organische Säuren mg/L
P2O5 Phosphorpentoxid mg/L
PO4-P Phosphatstickstoff mg/L
PT Phosphor, total (gesamt) mg/L
P, P Druck(messung) mbar
pH pH-Wert -
Q Durchfluss m³/s, L/s
RB Raumbelastung kg/(m³·d)
T Temperatur °C
TOC Total Organic Carbon mg/L
TR Trockenrückstand %
TS Trockensubstanz g/kg
V Volumen L, m³
Indizes
ab abgeführt
ges gesamt
hom homogenisiert
zu zugeführt
fil filtriert
max. Maximal
min. Minimal
Verzeichnisse und Vorworte
XIII
Kurzfassung
Die anaerobe Umsetzung von kohlenstoffreichen Substraten zählt in der Natur zu den wich-
tigsten Abbauvorgängen. Auf Kläranlagen mit anaerober Faulung wird so der anfallende
Klärschlamm stabilisiert. Dabei wird Biogas gewonnen, das zu Wärme und elektrischer
Energie umgewandelt werden kann.
Kläranlagen sind der größte kommunale Stromverbraucher. Durch freie Faulraumkapazitäten
ist die Annahme von energiereichen Co-Substraten eine Möglichkeit, die energetische Bilanz
von Kläranlagen zu verbessern. Als Co-Substrate kommen verschiedene Biomassen in Be-
tracht, die im Vorfeld eines dauerhaften großtechnischen Einsatzes auf ihre Eignung hin ge-
prüft werden sollten. Zum einen wurden in dieser Arbeit Versuche mit Fettabscheiderinhalten
auf dem Klärwerk Waßmannsdorf durchgeführt und ausgewertet. Dabei wurde die gute Wir-
kung dieser Substrate auf die Steigerung der spezifischen Biogasproduktion nachgewiesen.
Allerdings müssen bei der Annahme diverse Randbedingungen eingehalten werden. Eine
Vorbehandlung der Fettabscheiderinhalte ist aufgrund des hohen Störstoffanteils unerläss-
lich. Weiterhin zeigte sich der Einfluss einer gleichmäßigen Beschickung auf einen störungs-
freien Anlagenbetrieb. Ebenfalls müssen Minimalverweilzeiten eingehalten werden, damit der
Abbaugrad optimiert wird, da sonst beispielsweise Mindererträge an Biogas und Mehrver-
brauche von Flockungshilfsmittel die Folge sind.
Zum anderen wurde die Einbettung des anaeroben Abbaus in einem neuartigen Sanitärsys-
tem untersucht. Zur Behandlung von Braunwasser kam hier ebenfalls die anaerobe Faulung
zum Einsatz. Dazu wurden auf dem Klärwerk Stahnsdorf der Berliner Wasserbetriebe an der
Biogasanlage des „Sanitation Concepts for Separate Treatment“-Projektes (SCST) Untersu-
chungen zur mesophilen Vergärung durchgeführt. Es zeigte sich die starke Abhängigkeit der
oTR-Raumbelastung und -Konzentration, die bei der anaeroben Behandlung eine wichtige
Rolle spielen. Der Spülwasserverbrauch wurde durch eine Vakuum–No-Mix–Toilette mini-
miert, brachte jedoch nicht ausreichende Konzentrationen. Unter anderem auch aus diesem
Grund wurde hier Küchenbioabfälle als ein Co-Substrat getestet. Deutlich wurde das ein-
wohnerspezifisch wesentlich höhere Potenzial der Küchenbioabfälle gegenüber den Fett-
abscheiderinhalten. Eine entscheidende Rolle bei der optimalen Gasausbeute der Küchenbi-
oabfälle spielt der Zerkleinerungsgrad. Dies wurde in Laborversuchen nachgewiesen.
Anhand der ermittelten Daten wurden die Biogaspotenziale aus den betrachteten Substraten,
Klärschlamm, Braunwasser, Fettabscheiderinhalte und Küchenbioabfälle, bestimmt und ver-
glichen.
Bei der Auswahl der mit zu vergärenden Substrate war der Zusammenhang zwischen Ba-
sissubstrat und Co-Substrat von großer Wichtigkeit. Dies bedeutet für die konventionelle
Abwasserreinigung, dass die Fettabscheiderinhalte vor der Abtrennung Bestandteil des Ab-
wassers waren. Zur Verhinderung von Schäden am Kanalnetz durch biogene Schwefelsäu-
rekorrosion werden diese ab einer bestimmten Größenordnung abgetrennt. Bei den neuarti-
gen Sanitärsystemen stammen die Küchenbioabfälle – wie das Braunwasser auch – aus
nahezu der gleichen Quelle, den Wohnungen.
Verzeichnisse und Vorworte
XIV
Abstract
In nature the anaerobic conversion of high-carbon substrates is one of the most important
degradation processes. In this way sewage sludge is stabilised in wastewater treatment
plants (WWTP) with anaerobic digestion facilities. The generated biogas can be used for the
production of heat and electricity.
The major electricity users in local communities are wastewater treatment plants. According
to free capacities in digesters it is possible to use additional energy-rich substrates for co-
fermentation. This can help to improve the energetic balance of WWTPs. A number of differ-
ent biomass can be taken into consideration for co-fermentation. Before starting the durable
large scale use the applicability of the co-substrates should be verified. On the one hand
tests with grease separator substrate were performed and analysed at the WWTP
Waßmannsdorf. The result was a good impact of those substrates to the increase of specific
biogas production. Certainly, miscellaneous boundary conditions must be complied by the
disposal of the co-substrates. Due to the high rate of extraneous material a pre-treatment of
the grease separator is mandatory. A constant charge has a deep impact to an undisturbed
operation of the system. Furthermore for an ideal degree of degradation minimal retention
times are needed, else biogas production can decrease and increasing of flocculation aids
can occur.
On the other hand the use of anaerobic degradation in alternative sanitary systems was in-
vestigated. For the treatment of brownwater the anaerobic fermentation came into operation,
too. Therefore tests with fermentation was carried out in the biogas plant at the „Sanitation
Concepts for Separate Treatment“-project (SCST) at the WWTP Stahnsdorf (Berlin Water
Works). As a result of the tests a strong dependence of the organic dry solid matter and con-
centration as a function of the biogas production was shown. The amount of flush water was
minimised by using a vacuum–no-mix–toilet, but not sufficient concentrations of dry solid
matter. This was one reason for starting the operation with kitchen bio-waste as co-substrate.
It was found out that there is a significantly higher potential of kitchen bio-waste in compari-
son to grease separator substrates. The comminution has an impact assessment to the op-
timal biogas recovery of kitchen bio-waste. This was confirmed in laboratory tests.
According to the obtained data the biogas potentials from substrates sewage sludge,
brownwater, grease separator substances and kitchen bio-waste were determined and com-
pared.
An important criterion for choosing the substrates for the fermentation tests was the relation
of the origin of the basic substrate and the co-substrate. Therefore must take into account
that in the conventional wastewater treatment the grease separator substances are “waste-
water-born”. Grease separator substances get removed to prevent sewer systems from
damages caused by biogenic sulphuric acid corrosion. In alternative sanitary systems the
household is the source for kitchen bio-waste and brownwater.
1 Einführung
1
1 Einführung
2
1 Einführung
„…Die Infrastrukturen in der Siedlungswasserwirtschaft (Trinkwasserversorgung und Abwas-
serreinigung) sind teuer, langlebig und weitestgehend unsichtbar. …“ Hiermit zeigen LAR-
SEN ET AL. (2005) die Hauptprobleme der heutigen Siedlungswasserwirtschaft klar auf. Die
zum Teil vor mehr als 100 Jahren entwickelten und erbauten Abwassernetze unterliegen
einer dauernden Abnutzung und müssen regelmäßig erneuert werden. Die Kosten hierfür
belaufen sich auf 70–80 % der Gesamtinvestitionen der Abwasserreinigung /ATT (2008)/.
Die Gesamtlänge aller Abwasserkanäle in Deutschland hat von 1997–2007 um 21 % auf
541.000 km zugenommen. Der Anschlussgrad beträgt 96 %. Der Anteil der Mischwasserka-
näle liegt bei 44 %. Mindestens 40 % der gesamten Kanalnetzes ist älter als 30 Jahre
/STABA (2009)/.
Die Siedlungswasserwirtschaft bewegt sich derzeit im Spannungsfeld zwischen Abwasser-
reinigung, Energieoptimierung und -erzeugung, Ressourcenschonung, weitergehender Rei-
nigung von Spurenstoffen sowie der Diskussion der Nutzung zentraler end-of-pipe–
Technologie oder dezentraler alternativer Behandlungsverfahren. In Deutschland erhöht die
demografische Entwicklung und verschärfend das Wassersparen neben dem Sanierungs-
aufwand den Kostendruck in der Abwasserwirtschaft. Das Preismodell Geringverbraucher
durch geringere Gesamtwasserkosten zu belohnen, läuft den, durch das Sparen von Wasser
hervorgerufenen, höheren Betriebsausgaben entgegen. Durch die Abwanderung der Bevöl-
kerung sind in einigen Regionen überdimensionierte Kanalnetze und Kläranlagen vorhanden.
Die nicht mehr ausreichende Transportkraft der zurückgehenden Abwassermengen verur-
sacht höhere Kosten bei den Kanalnetzbetreibern. Eine flexible Anpassung ist durch die gro-
ßen und starren technischen Strukturen nur schwer erreichbar.
Niedrigere Grenzwerten und die wichtiger werdende Entfernung von Spurenstoffen aus dem
Abwasser steigern die Reinigungsanforderungen. Immer stärker werden Energieverbraucher
wegen der steigenden Energiepreisen und der Verknappung von fossilen Ressourcen nach
ihrer Effizienz beurteilt. Auch Kläranlagen unterliegen als große kommunale Energieverbrau-
cher diesem Trend und müssen ihre Energieeffizienz und Einsparpotenziale nachweisen. Die
Klärschlammverwertung spielt dabei eine wichtige Rolle. Zum einen wird Energie verbraucht,
zum anderen Biogas erzeugt, dass sich zu Energie umwandeln lässt. HABERKERN ET AL.
(2008) gibt den Energieverbrauch für die Abwasserbehandlung mit ca. 20 % des kommuna-
len Stromverbrauchs an. Die Elimination der Stickstoffverbindungen im Belebungsverfahren
benötigt allein 60% der gesamten Energiekosten einer Kläranlage /KROISS&SVARDAL (2009)/.
Von den Jahreskosten fallen 20 % für den Betrieb an. Ungefähr 16 % der Betriebskosten
werden durch den Stromverbrauch verursacht /KROISS&SVARDAL (2009)/. Bei einem theoreti-
schen Energiegehalt im Abwasser von 3,5 kWh/kg CSB ergeben sich ca. 150 kWh/(E·a). Die
Energiekosten für die Abwasserreinigung betragen mittlere 55 kWh/(E·a). Damit ist im Ab-
wasser mehr Energie vorhanden, als bei der Abwasserreinigung verbraucht wird.
Die Faulung ist bei bestehenden Kläranlagen ab ca. 30.000–40.000 Einwohner fester Be-
standteil im Reinigungsprozess auf Kläranlagen. Bei Neubauten wird eine anaerobe
1 Einführung
3
Schlammbehandlung schon für kleinere Ausbaugrößen (10.000 E) realisiert
/BIEBERSDORF&SCHRÖDER (2008)/. Die energetische Verwertung des Faulgases trägt zur
Senkung der Betriebskosten bei.
Zum Teil sind in der Bundesrepublik Deutschland in den Kläranlagen freie Faulraumkapazitä-
ten vorhanden. Nach Untersuchungen von ROSENWINKEL&HINKEN (2008) betragen sie für
Anlagen > 100.000 E 62 %, für Anlagen von 50.000–100.000 E 75 % und für Anlagen
< 50.000 E 88 %. Die Nutzung dieser Kapazitäten durch die Annahme und Mitvergärung
kohlenstoffreicher Co-Substrate kann den Energiegewinn deutlich erhöhen. Die Verwertung
des Energie- und Nährstoffpotenzials des Klärschlamms erfolgt in Deutschland nur bedingt.
Die Wärme- und Lageenergie im Abwasser werden nur in sehr geringem Maße genutzt.
Neuartige Sanitärsysteme (NASS) werden als Alternativen zur konventionellen Abwasserrei-
nigung immer öfter ins Gespräch gebracht, da durch die Verknappung ein nachhaltigerer
Umgang mit den Ressourcen (Wasser, Energie und Nährstoffe) zur Daseinsvorsorge exis-
tenziell wichtig ist. Aus Gründen des hohen Standards der sanitären Grundversorgung sowie
ausreichend zur Verfügung stehender Wasserressourcen erscheint aus deutscher Sicht eine
Umstellung des konventionellen Systems von untergeordneter Bedeutung. Die Verknappung
des Phosphors zeigt jedoch, dass eine große Notwendigkeit für ein Recycling besteht. Zwar
wird in der konventionellen Abwasserreinigung beispielsweise durch die MAP-Fällung bzw.
die Wiedergewinnung aus der Klärschlammasche ein Recycling schon in einigen Fällen
durchgeführt, jedoch wird dies allein das Problem nicht lösen.
NASS wurden und werden hinsichtlich der Wege einer Teilstrombehandlung mit Nährstoff-
rückführung sowie deren Praxistauglichkeit in mehreren Pilotprojekten untersucht.
WILDERER&PARIS (2001) formulieren, dass für eine zukunftsfähige Entwicklung der regenera-
tive Umgang mit Ressourcen grundlegende Voraussetzung ist. Eine nahe dem Anfallort
durchzuführende Aufbereitung der getrennt erfassten Stoffströme wird als wichtige Aufgabe
erkannt. Auch ACATECH (2012) empfiehlt die verstärkte Mehrfachnutzung von Wasser unter
Benennung der Wiederverwendung von gereinigtem Abwasser sowie der angepassten Ver-
wendung von verschiedenen Wasserarten. Die Verwendung von Brauchwasser zur Ablö-
sung der Verwendung von Trinkwasser zur Toilettenspülung reiht sich nahtlos in diese For-
derungen ein. Bislang existieren keine europäischen Richtlinien zur
Wasserwiederverwendung, jedoch wird dieses Thema immer stärker beachtet und durch
eine Arbeitsgruppe der Mittelmeer-Wasser-Initiative (MED EUWI) der EU bearbeitet.
Eine Literaturrecherche zeigte, dass bei konventionellen und neuartigen Sanitärsystemen
zum Thema Co-Vergärung bei Klärschlamm und bei Braunwasser nur sehr wenige bzw. kei-
ne Untersuchungen vorliegen. Des Weiteren ist eine Übertragbarkeit der publizierten Ergeb-
nisse aufgrund ihrer spezifischen Versuchsbedingungen nicht oder nur bedingt möglich. Die
Ergebnisse der Literaturrecherche sind im folgenden Kapitel dargestellt. Die vorliegende Ar-
beit soll ein Beitrag zur Ermittlung der Potenziale der Vergärung von Klärschlamm mit dem
Co-Substrat Fettabscheiderinhalt sowie von Braunwasser mit dem Co-Substrat Küchenbio-
abfall liefern. Die untersuchten Zielstellungen sind in Kapitel 3 dargestellt.
2 Stand des Wissens
4
2 Stand des Wissens
2.1 Trinkwasserverbrauch, Abwasseranfall und Beschaffenheit
Trinkwasser, ursprünglich nur zum Trinken und Zubereiten von Nahrung genutzt, diente mit
der Erhöhung des (Sanitär-)Komforts auch für andere Zwecke. Durch die sich ändernde
Ausstattung der Häuser, u.a. mit Badewannen oder Duschen, wurden größere Mengen vor
allem für die Körperhygiene verwandt (siehe Bild 1). Ein Großteil des Trinkwassers wird als
Toilettenspülwasser genutzt und ist als Transportmedium in den Schwemmkanalisation nicht
wegzudenken. Wasch- und Spülmaschinen benötigen ebenfalls Trinkwasser. Zum eigentli-
chen Zweck im Sinne des Wortes, zum Essen und Trinken, werden lediglich 5 L/(E·d) ge-
nutzt.
Wäsche waschen
15 Liter
Toilettenspülung
33 Liter
Geschirr spülen
7 Liter
Essen und
Trinken
5 Liter
Kleingewerbe-
anteil
11 Liter
Raumreinigung/
Autopflege/Garten
7 Liter
Baden/Duschen/
Körperpflege
44 Liter
36 %
12 %
9 %
4 %
6 %
6 %
27 %
Bild 1: Wasserverwendung in Deutschland /BDEW (2012)/
In privaten deutschen Haushalten werden täglich 122 Liter Trinkwasser pro Einwohner ver-
braucht /BDEW (2012)/.
Der Abwasserbegriff bezeichnet „das durch häuslichen, gewerblichen, landwirtschaftlichen
oder sonstigen Gebrauch in seinen Eigenschaften veränderte und das bei Trockenwetter
damit zusammen abfließende Wasser (Schmutzwasser) sowie das von Niederschlägen aus
dem Bereich von bebauten oder befestigten Flächen abfließende und gesammelte Wasser
(Niederschlagswasser). Als Schmutzwasser gelten auch die aus Anlagen zum Behandeln,
Lagern und Ablagern von Abfällen austretenden und gesammelten Flüssigkeiten“.
/§ 2 ABWAG (2005)/
Das anfallende Abwasser ist durch Entnahme und Beimischung von Stoffen in der Zusam-
mensetzung verändertes Trinkwasser, welches aufgrund seiner Zusammensetzung potenzi-
ell umweltschädigenden Charakter hat und aus diesem Grunde vor dem Wiedereinleiten in
die Gewässer gereinigt werden muss. Die Abwasser- und Schlammbehandlung entwickelte
sich über die Zeit (siehe Abschnitt 2.3) und auch der Abwasseranfall und die -qualität verän-
derten sich.
2 Stand des Wissens
5
Die Qualität des erzeugten Abwassers ist stark von seiner Nutzung abhängig. Häusliches
bzw. kommunales Schmutzwasser ist ein Vielstoffgemisch und setzt sich aus einer großen
Anzahl anorganischer und organischer Verbindungen in gelöster und ungelöster Form zu-
sammen. /KOPPE&STOZEK (1999)/
Zur Beurteilung des Abwassers und seiner Reinigung werden im Wesentlichen Summenpa-
rameter von Nähr- und Schmutzstoffen zusammengefasst. Diese sind in Tabelle 1 darge-
stellt.
In der Teilstrombehandlung der Neuartigen Sanitärsysteme (NASS) unterscheidet man die
Abwasserteilströme des häuslichen Schmutzwassers wie folgt:
Grauwasser (GW) = häusliches Abwasser aus Küche, Bad (ohne Toilettenwasser),
Waschmaschine etc.;
Schwarzwasser (SW) = Urin und Fäzes mit Spülwasser aus wassergespülten
Toiletten;
Braunwasser (BW) = Schwarzwasser ohne Urin bzw. Gelbwasser;
Gelbwasser (GeW) = Urin mit Spülwasser aus wassergespülten Urinalen oder
No-Mix-Toiletten.
Der Urin enthält 87 % Stickstoff, 50 % Phosphor und 60 % Kalium aus dem gesamten häus-
lichen Abwasser und damit die meisten Nährstoffe. Mengenmäßig liegt der Anteil des Urins
bei 1 % (mit Spülwasser als Gelbwasser entsprechend darüber). Dadurch sind in diesem
Teilstrom die höchsten Nährstoffkonzentrationen vorhanden, die sich gut für ein Nährstoffre-
cycling eignen. Im Braunwasser (Fäzes+Spülwasser) finden sich 50 % vom CSB und nur
geringe Anteile der Nährstoffe. Der Kohlenstoffanteil, der im CSB u.a. wiedergegeben wird,
macht die Umwandlung in Biogas als Behandlungsverfahren rentabel. Je nach Spülwasser-
menge variiert der mengenmäßige Anteil am häuslichen Schmutzwasser (siehe Abschnitt
2.3.2.4.). Grauwasser eignet sich aufgrund der großen Menge und der daraus resultierenden
geringen Konzentrationen an Schmutz- und Nährstoffen gut für ein Wasserrecycling.
Bei der Zusammenstellung der Frachten der verschiedenen Parameter in Tabelle 1 sind Dif-
ferenzen hinsichtlich der anfallenden Menge zwischen den Werten aus DWA (2008) und
ATV-DVWK (2000) zu erkennen. Diese resultieren vor allem aus der unterschiedlichen Da-
tenbasis der verwendeten Quellen. Die im Arbeitsblatt 131 /ATV-DVWK (2000)/ vorhandenen
Angaben sind zum Teil veraltet. Der in den letzten Jahren gesunkene Wasserverbrauch ist
nicht berücksichtigt. Die fehlenden Werte für Schwarzwasser wurden berechnet. Die ange-
geben Grauwassermengen waren in DWA (2008) mit 108 L/(E·d) sehr hoch angegeben.
Dies resultierte aus schwedischen Literaturquellen. Nach Angaben von FBR (2006) wurde
die Grauwassermenge auf 75 L/(E·d) reduziert.
Durch moderne Wasserarmaturen werden heute geringere Wassermengen als noch vor 10
Jahren verbraucht. Aus diesem Grund sind der geringere Verbrauch und der daraus resultie-
rende geringere Abwasseranfall aus den aktuelleren Literaturquellen folgerichtig. Aufgrund
dessen steigt die Konzentration der Schmutz- und Nährstoffe im Abwasser. Es zeigt sich,
dass die Kläranlagen zukünftig immer stärker verschmutztes Abwasser reinigen müssen.
2 Stand des Wissens
6
Beim BSB5 und TS gibt es zum Teil große Abweichungen. Für den BSB5 kann die Nichtbe-
rücksichtigung des Toilettenpapiers sowie anderer Hygieneartikel, die über die Toilette ent-
sorgt werden, eine Rolle spielen. Ebenfalls spielt der Ort der Messung [DWA (2008): an der
Quelle; ATV-DVWK (2000): Zulauf Kläranlage] eine große Rolle, so dass beim TS der Abbau
während des Transportes (im Kanal) Auswirkungen auf das Messergebnis zeigt.
/DWA (2008)/
Tabelle 1: Spezielle Frachten und der Anfall häuslichen Schmutzwassers /ATV-DVWK (2000);
DWA (2008), VERÄNDERT/
Parameter
Urin1
Fäzes1
SW3
GW1
SW+GW3
HSW4
Q
[L/(E·d)]
1,37
0,14
37,52
752
112,5
150
TS
[g/(E·d]
133
38
51
71
122
70
oTS
[g/(E·d]
10
35
45
44
99
–
CSB
[g/(E·d]
10
60
70
47
117
120
BSB5
[g/(E·d]
5
20
25
18
42
60
N
[g/(E·d]
10,4
1,5
11,9
1,0
11,9
11
P
[g/(E·d]
1,0
0,5
1,5
0,5
2
1,8
K
[g/(E·d]
2,5
0,7
3,2
1,0
4,2
–
S
[g/(E·d]
0,7
0,2
0,9
2,9
3,8
–
Legende: SW – Schwarzwasser, GW – Grauwasser, HSW – Häusliches Schmutzwasser
1 Medianwert /DWA (2008), verändert
2 Medianwert /DWA (2008)/ berechnet mit Mengenangaben aus FBR (2006), verändert
3 berechnet
4 Rohabwasser 85%-Wert /ATV-DVWK (2000)/, verändert
Die Differenz zwischen dem Verbrauch aus ATV-DVWK (2000) und DWA (2008) spiegelt die
Entwicklung des Wasserverbrauchs über diesen Zeitraum wieder. Insgesamt passen die
Zahlen in Tabelle 1 im Verhältnis gut zueinander und geben einen Überblick zu den unter-
schiedlichen Stoffströmen des Abwassers und dem gesamten häuslichen Schmutzwasser.
2.2 Grundlagen des anaeroben Abbaus
2.2.1 Allgemeines
Der anaerobe Abbau ist ein natürlicher Vorgang, bei dem Mikroorganismen zur Erhaltung
ihrer Lebensfunktionen unter Sauerstoffabschluss organische, energiereiche, hochmolekula-
re (strukturreiche) Stoffen in energiearme, niedermolekulare (strukturarme) Stoffe abbauen.
Bei diesem Stoffwechsel gewinnen die Mikroorganismen Energie in Form von ATP (Adeno-
2 Stand des Wissens
7
sintriphosphat). Dabei wird Wärme frei und Biogas gebildet. An diesem Abbau sind verschie-
dene Mikroorganismengruppen beteiligt:
obligat anaerobe Mikroorganismen
(sind nur unter anaeroben Bedingungen lebensfähig);
fakultativ anaerobe Mikroorganismen
(sind unter aeroben und anaeroben Bedingungen lebensfähig);
tolerant aerobe Mikroorganismen
(tolerieren aerobe Bedingungen, können den Sauerstoff jedoch nicht nutzen).
Bei der Vergärung entsteht Biogas mit einem hohen Gehalt an Methan (CH4) und geringerem
Gehalt an Kohlendioxid (CO2). Weitere Biogasbestandteile wie Stickstoff (N2), Wasserstoff
(H2), Sauerstoff (O2), Schwefelwasserstoff (H2S) entstehen ebenfalls, sind jedoch von unter-
geordneter Bedeutung.
Im Gegensatz zum aeroben Abbau liegt die Biomasseproduktion der anaeroben Mikroorga-
nismen bei 0,15 g oTS/g CSB um 3 bis 10-mal niedriger /BISCHOFSBERGER ET AL. (2005)/.
2.2.2 Stufen des biologischen Abbaus
In der Regel findet der anaerobe Abbau in Stufen statt. Man unterscheidet vier Prozesse die
nach- und ineinander greifend ablaufen, um das organische Ausgangssubstrat in die Produk-
te Methan und Kohlenstoff umzuwandeln (siehe Bild 2). Bei den Abbauvorgängen kommen
unterschiedlich spezialisierte Bakterien zum Einsatz, die jeweils eigene optimale Lebensbe-
dingungen benötigen. Diese symbiotisch organisierte Biozönose ermöglicht den Gesamtpro-
zess der Vergärung.
1. Hydrolyse oder Verflüssigungsphase
Bei der Hydrolyse des Ausgangssubstrates werden die hochmolekularen und größtenteils
ungelösten Makromoleküle (Eiweiße, Fette und Vielfachzucker) in niedermolekulare Bruch-
teile, (z.B. Einfachzucker und Fettsäuren) umgewandelt. Bei der Hydrolyse wirken von ver-
säuernden Bakterien gebildete extrazelluläre Enzyme.
Bei diesem Vorgang werden Fette nach Emulgierung zur Oberflächenvergrößerung langsam
aber vollständig oberhalb von 20 °C durch Enzyme hydrolysiert. Die Hydrolysierung von Ei-
weißen ist durch die mögliche Bildung von verschiedenen Aminosäuren wesentlich komple-
xer. Die Hydrolyserate ist dabei geringer als bei Kohlenhydraten. Die Hydrolysierbarkeit der
verschiedenen Kohlenhydrate ist unterschiedlich gut. Während sich Zucker und Hemizellulo-
se sehr gut aufschließen lassen, verläuft dies bei Zellulose, Stärke und Pektin wesentlich
langsamer. Lignin ist nur sehr schlecht hydrolysierbar /MUDRACK&KUNST (2010)/.
2. Acidogenese oder Versäuerungsphase
In der Versäuerungsphase werden aus den gelösten niedermolekularen Bruchteilen kurzket-
tige organische Säuren (orgS), wie Essigsäure (CH3-COOH), Propionsäure (C2H5-COOH),
Buttersäure (C3H7-COOH), Valeriansäure (C4H9-COOH) und Capronsäure (C5H11-COOH),
gebildet. Dies geschieht durch diverse fakultativ und obligat anaerobe Bakterienarten. Wei-
2 Stand des Wissens
8
terhin entstehen hierbei Alkohole, Wasserstoff und Kohlenstoffdioxid. Dabei handelt es sich
um Zwischenprodukte, von denen lediglich Essigsäure, Wasserstoff und Kohlenstoffdioxid
von Methanbakterien direkt zu Methan umgesetzt werden können.
Bild 2: schematische Darstellung des anaeroben Abbaus organischer Substanzen, nach
/BISCHOFSBERGER ET AL. (2005), VERÄNDERT/
3. Acetogenese oder Acetat- bzw. Essigsäurebildungsphase
Die Zwischenprodukte aus der Versäuerungsphase müssen in die für Methanbakterien um-
setzbaren Bestandteile Essigsäure bzw. Acetat, Wasserstoff, Kohlenstoffdioxid und Wasser
umgewandelt werden. Weil acetogene Bakterien zwar Wasserstoff freisetzten, jedoch nur bei
geringen Wasserstoffpartialdrücken unter 0,4 bar überleben können, müssen sie eng mit
methanerzeugenden Bakterien vergesellschaftet sein, die den gebildeten Wasserstoff um-
wandeln. Ebenfalls nutzen Desulfurikanten in sulfathaltigen Abwässern den freigesetzten
Wasserstoff zur Bildung von Schwefelwasserstoff. Es entsteht eine Konkurrenzsituation, bei
der die Aktivität der methanogenen Bakterien gehemmt werden kann.
4. Methanogenese oder Methanbildung
Es folgt die Bildung des Methans aus Essigsäure, Kohlenstoffdioxid und Wasserstoff. Nahe-
zu alle methanbildenden Spezies können Kohlenstoffdioxid und Wasserstoff zu Methan um-
setzen. Jedoch nur drei Arten sind in der Lage aus Essigsäure oder Methanol Methan zu
bilden. Diese drei Arten bilden aufgrund des guten Substratangebotes ungefähr 80 % des im
Gesamtprozess gebildeten Methans. Die methanogenen Bakterien wachsen langsamer als
die hydrolysierenden Bakterien.
Der als anaerober Abbau beschriebene Prozess findet in der Natur vielfach statt und wird
auch als Vergärung oder als Faulung bezeichnet. Für diese Arbeit wird nachfolgend die in
der Siedlungswasserwirtschaft übliche Bezeichnung Vergärung übernommen.
2 Stand des Wissens
9
2.2.3 Einflussfaktoren des anaeroben Abbaus
2.2.3.1 Temperatur
Die Wachstumsraten der Bakterien sind abhängig von der Temperatur. Es gilt: je höher die
Temperatur, desto höher ist auch die Wachstumsrate. Die an der Vergärung beteiligten Mik-
roorganismen haben bezüglich ihrer Temperaturtoleranz ein Stoffwechseloptimum sowie
über- und unterhalb Toleranzbereiche, in denen der Stoffwechsel vermindert weiter möglich
ist. Werden diese über- bzw. unterschritten, sterben die Mikroorganismen ab. Der Stoffwech-
sel kommt zum Erliegen. Versäuernde Bakterien haben i.d.R. eine größere Temperaturtole-
ranz als die methanbildenden Bakterien. Diese sind mehrheitlich den mesophilen Mikroorga-
nismen zuzuordnen.
Für die Vergärung sind im Wesentlichen drei Temperaturbereiche von besonderer Bedeu-
tung:
psychrophiler Temperaturbereich 15 °C < T < 25 °C,
mesophiler Temperaturbereich 30 °C ≤ T ≤ 40 °C,
thermophiler Temperaturbereich 50 °C ≤ T ≤ 60 °C.
Eine Festlegung der Temperaturbereiche ist in der Literatur nicht eindeutig. BISCHOFSBER-
GER ET AL. (2005) bezeichnen den Temperaturbereich, der von mesophilen Mikroorganismen
bevorzugt wird, beispielsweise mit 30–37 °C. Die Vergärung auf Kläranlagen wird erfah-
rungsgemäß bei 35 °C (± 3 °C) betrieben. Dies ergibt sich i.d.R. aus den Erfahrungen der
Klärwerksbetreiber zum besten Kosten-/Nutzenverhältnis. Durch die Komplexität im Zusam-
menspiel Klärschlammmatrix und Verfahrenstechnik bei der Vergärung ist die Spanne der
optimalen Temperaturverhältnisse groß und für jede Anlage individuell. Aus diesem Grund
sind die hier angegebenen Temperaturbereiche etwas weiter gefasst worden.
In der Abwasserpraxis erfolgt die Vergärung meistens mesophil und für spezielle Anwendun-
gen (z.B. Industrieabwasser) thermophil. Die psychrophile Vergärung spielt kaum eine Rolle.
Mesophile Vergärung
Die mesophilen Vergärung zeichnet sich durch eine hohe Prozessstabilität aus. Gegenüber
der thermophilen Vergärung ist ein niedrigeres Wachstumsniveau vorhanden. Dies bedeutet
eine höhere Adaptionszeit der Biozönose. Die bei der mesophilen Vergärung vorkommende
Biozönose verfügt über eine höhere Bakterienvielfalt. Dadurch ist die mesophile Vergärung
prozessstabiler als die thermophile Vergärung. Sich ändernde Randbedingungen (Substrat-
zusammensetzungen, Feststoffgehalt) können vom System besser gepuffert, d.h. toleriert
werden. Für die wechselnden Schlammzusammensetzungen der kommunalen Abwasserrei-
nigung ist die aus der hohen Artenfülle der mesophilen Biozönose folgende Anpassbarkeit
am besten geeignet. Es lässt sich deutlich erkennen, dass mit höheren Temperaturbereichen
die Wachstumsmaxima in den einzelnen Temperaturbereichen durch eine Verkleinerung der
Optimalbereiche gekennzeichnet sind.
2 Stand des Wissens
10
Durch die größere Temperaturtoleranz können die mesophilen Bakterien Temperatur-
schwankungen besser verkraften. Im Gegensatz zur thermophilen Vergärung laufen auch die
Abbauprozesse langsamer ab (siehe Bild 3).
Bild 3: Abhängigkeit der Faulzeit von der Temperatur /ATV-DVWK (2003)/
Mesophile Vergärungsanlagen benötigen bei Zufuhr der gleichen Substratmenge dadurch
ein größeres Reaktorvolumen. Aufgrund der geringeren Prozesstemperatur ist gegenüber
der thermophilen Vergärung der Energiebedarf geringer.
Thermophile Vergärung
Gegenüber der psychrophilen und mesophilen Vergärung werden bei der thermophilen Ver-
gärung die größten Umsatzraten in der gleichen Reaktionszeit erreicht
/LESCHBER&LOLL(1996)/. Grund sind die in diesem Temperaturbereich aktiven Mikroorga-
nismen. Für den Umsatz der gleichen Menge an Ausgangssubstanz wird demnach weniger
Zeit benötigt.
Die Biozönose ist durch eine geringere Anzahl an Bakterienarten geprägt. Dadurch ändert
sich die Prozessstabilität. Änderungen im Substrat werden schlechter toleriert. Zu große
Frachtstöße sollten möglichst vermieden werden. Die Toleranz gegenüber Temperaturver-
änderungen ist deutlich geringer als bei der mesophilen Vergärung.
/LESCHBER&LOLL (1996)/. Bedingt durch die hohe Temperatur und damit der größeren zur
Verfügung stehenden Energie ergeben sich höhere Stoffwechsel- und Wachstumsraten. Da-
raus folgt auch die gegenüber der mesophilen Vergärung höhere potenzielle Biogas- und
Methanproduktion.
Thermophile Anlagen verursachen aufgrund ihres kleineren Reaktorvolumens geringere
Baukosten. Ein positiver Nebeneffekt bei der thermophilen Vergärung ist die bessere Hygie-
nisierung des Substrates. Aufgrund des, gegenüber der mesophilen Vergärung, engeren
Temperaturoptimums ist die thermophile Vergärung steuerungsintensiver. Die geringere
2 Stand des Wissens
11
Prozessstabilität und der aufgrund der höheren Reaktionstemperaturen notwendige Energie-
einsatz wirken sich nachteilig aus /CHRIST (1999)/.
Die thermophile Vergärung kommt in Deutschland fast ausschließlich in Sondereinsatzberei-
chen, wie zum Beispiel bei der Reinigung bestimmter Industrieabwässer, zum Einsatz.
Psychrophile Vergärung
Die psychrophile Vergärung kommt in Anlagen zum Einsatz, die bei Umgebungstemperatur
betrieben werden. Damit ist kein zusätzlicher Energieeinsatz notwendig und im Gegensatz
zur mesophilen oder thermophilen Vergärung sind geringere Biogasausbeuten vorhanden.
Die benötigte Verweilzeit ist länger (siehe Tabelle 2).
Der psychrophile Temperaturbereich findet bei der zielgerichteten Vergärung in Europa
kaum Anwendung. Ein Anwendungsbeispiel ist der oft als Emscherbrunnen bezeichnete Im-
hoff-Tank. Dabei wurde in einem 2-stöckigen Behälter die mechanische Reinigung (im obe-
ren Bereich) mit dem anaeroben Abbau (unterer Bereich) kombiniert. Diese Art der Abwas-
serreinigung wurde mit Beginn des 19. Jahrhunderts eingeführt, hat sich aufgrund der
gegenüber heutigen Kläranlagen geringen Reinigungsraten aber nicht etablieren können. In
Ländern mit wärmeren Durchschnittstemperaturen (z.B. Südamerika) werden beispielsweise
UASB-Reaktoren für die anaerobe Abwasserbehandlung im meist psychrophilen Tempera-
turbereich betrieben.
Die theoretische Methangasproduktion eines UASB Reaktors schätzen VAN HAAN-
DEL&LETINGA (1994) auf 340 L/kg CSB. Ein Abbau von 70 % bei einer Aufenthaltszeit von 6 h
ist erreichbar /VAN HANDEL ET AL. (1996)/.
2.2.3.2 pH-Wert
Der pH-Wert ist bei der Beschreibung des anaeroben Abbaus einer der wichtigsten Parame-
ter. Die versäuernden und methanbildenden Bakterienarten haben verschiedene pH-
Bereiche, in denen für sie optimale Lebensbedingungen vorherrschen. In den einstufigen
Faulbehältern laufen beide Vorgänge parallel ab, weswegen ein Gleichgewicht dieser Bakte-
riengruppen wichtig ist.
Hemmenden Einfluss auf die versäuernden Bakterien haben die beim Proteinabbau, durch
starke Ammoniumproduktion, vorkommende pH-Werte oberhalb von pH 8. Der Optimalbe-
reich für die Versäuerung liegt leicht unter dem neutralen pH-Wert von pH 7. Für die me-
thanbildenden Bakterien sind durch zu starke Säureproduktion auftretende pH-Werte unter-
halb von pH 6 ungünstig /KOPPLOW (2006)/. Das Optimum liegt im neutralen bis schwach
sauren Bereich. Unterhalb von pH 6,6 kommt es zu einem deutlichen Aktivitätsverlust der
methanbildenden Bakterien /BRAUN (1982)/. Zum einen wird durch einen sich ändernden
pH-Wert im Schlamm das Dissoziationsgleichgewicht beeinflusst. Zum anderen ist die Ver-
gärung abhängig von Puffersystemen. Im Klärschlamm ergibt sich der pH-Wert nahezu voll-
ständig aus der Wirkung der Puffersysteme (HCO3-/CO2 und NH3/NH4+). Oberhalb eines pH-
Wertes von 6,5 sind die Puffersysteme der niederen organischen Säuren nicht von Bedeu-
tung. /KAPP (1984)/
2 Stand des Wissens
12
ROEDIGER ET AL. (1990) gibt den Zusammenhang zwischen dem pH-Wert und den wichtigen
Puffersystemen wie folgt an:
24 /log31,6 CONHpH
NH4+ : Ammonium-Konzentration
CO2 : Kohlendioxid-Konzentration
Steigt der Gehalt an orgS als Zwischenschritt beim anaeroben Abbau an, kann dies zu einer
Reduzierung des pH-Wertes führen, wenn die Kalkreserve oder Alkalität im Schlamm gering
ist. Eine Störung des anaeroben Prozesses liegt dann vor, wenn die Kalkreserve über einen
längeren Zeitraum rückläufig ist und dadurch das Säurepufferungsvermögen sinkt. Gründe
für ein verringertes Säurebindungsvermögen sind vielfältig. Totzonen oder Stoßbelastungen,
aber auch eine geänderte Schlammzusammensetzung (z.B. durch Erhöhung des Anteils an
saurem Rohschlamm) können eine Rolle spielen. Als eine Gegenmaßnahme ist, neben dem
Abstellen des negativen Einflusses, die Kalkzugabe zur Stützung des pH-Wertes zu nennen.
Bei vorwiegend kommunalem Abwasser mit geringem Industrie- und/oder Gewerbeanteil
stellt sich im Faulbehälter ein pH-Optimumbereich von 6,8–7,5 ein /KAPP (1984), BISCHOFS-
BERGER ET AL. (2005)/.
2.2.3.3 Hydraulische Verweilzeit (HRT)
Für die verschiedenen Temperaturbereiche existieren unterschiedlich lange optimale Ver-
weilzeiten bei der Vergärung (Tabelle 2). Diese verringern sich mit Erhöhung des Tempera-
turbereiches. Mikroorganismen höherer Temperaturbereiche haben eine höhere Wachstums-
rate und damit auch eine höhere Abbaugeschwindigkeit der organischen Substanz.
Grundsätzlich gilt, dass die Biogasproduktion aufgrund des fortschreitenden Abbaus mit zu-
nehmender Verweilzeit zunimmt. Es gibt jedoch innerhalb des Temperaturbereiches in der
Gasproduktion einen Punkt, an dem mit zunehmender Aufenthaltszeit nur noch geringe
Mengen an Biogas entstehen.
Tabelle 2: Faulzeiten der unterschiedlichen Temperaturbereiche bei der Vergärung
Temperaturbereich
Faulzeit
Wachstumsrate
psychrophil
15–25 °C
60–120 Tage
lang
niedrig
mesophil
30–40 °C
20–30 Tage
mittel
mittel
thermophil
50–60 °C
5–15 Tage
kurz
hoch
Im Gegensatz zur theoretischen Faulgrenze, die dem Anteil der abbaubaren Substanz an
der gesamten organischen Substanz entspricht, bezeichnet die technische Faulgrenze den
abbaubaren Anteil, der mit einem Verfahren in der Praxis erreichbar ist: Hier liegt ein optima-
les Verhältnis zwischen den Kosten für den Bau des Faulbehälters sowie dem Energiege-
winn aus dem Biogas vor. Ab einer bestimmten Faulzeit sind die Mehrgasgewinne so gering,
dass dieses Verhältnis unökonomisch wird. Die Zeit zum Erreichen der technischen Faul-
grenze wird als technische Faulzeit bezeichnet.
2 Stand des Wissens
13
Das Ziel der Vergärung kann auch durch den zu erreichenden Abbaugrad festgelegt werden.
Sind in einem Rohschlamm beispielsweise 66,7 % organische Trockensubstanz vorhanden,
ist bei einem 50 %igen Abbau und einer 60 %igen möglichen Abbaubarkeit des oTR ein ca.
80 %iger Abbau erreicht. ROEDIGER ET AL. (1990) definiert die technische Faulgrenze bei
80 %.
Den Schlamm über die technische Faulgrenze hinaus weiter zu vergären, ist aufgrund der
exponentiell höheren Baukosten für größere Faulbehälter ökonomisch widersinnig. Da der
Schlamm jedoch noch ein gewisses Gasproduktionspotenzial besitzt, wird die Abdeckung
und Absaugung des Auffangbehälters, analog der Gärrestlagerabdeckung bei landwirtschaft-
lichen Biogasanlagen, als sinnvoll eingestuft. In der Praxis wird dies immer stärker umge-
setzt. Bei der Auslegung von Faulbehältern muss die Generationszeit, der im Reaktor vor-
handenen Mikroorganismen, berücksichtigt werden. In der Regel gilt, dass bei einem
Verhältnis von Verweilzeit im Reaktor zu Generationszeit der Biozönose von ≤0 die Gefahr
des Ausschwemmens der Biomasse gegeben ist. Zur Verhinderung des Ausschwemmens
gibt es verschiedene Möglichkeiten zur Rückhaltung der Biomasse. Zum einen können durch
das Einbringen eines Festbettes in den Reaktor Aufwuchsflächen für sessile Biomasse ge-
schaffen werden. Zum anderen besteht die Möglichkeit, Biomasse auf frei beweglichen Auf-
wuchsträgern, die zurückgehalten werden können, zu etablieren.
Bild 4: Technische Faulgrenze /IMHOFF ET AL. (2007)/
Insbesondere bei der thermophilen Vergärung, bei der die Gefahr des Ausschwemmens von
Biomasse besteht, kommt dieses Verfahren zum Einsatz. Eine detaillierte Zusammenstellung
der maximalen Wachstumsraten anaerober Bakterien unter mesophilen und thermophilen
Bedingungen zeigt LIER (1995). Dabei wird deutlich, dass die gleiche Gattung unter thermo-
philen Bedingungen eine bis zu 10-fache Wachstumsrate aufweist. Damit können die Auf-
2 Stand des Wissens
14
enthaltszeiten im thermophilen anaeroben Reaktor gegenüber einer mesophilen Vergärung
auf ein Viertel bis die Hälfte reduziert werden (siehe Tabelle 2).
2.2.3.4 Feststoffgehalt
Bei der anaeroben Schlammbehandlung werden aufgrund des Energiegehaltes und der
Baukosten für die Faulbehälter höhere Feststoffgehalte als bei der aeroben Behandlung des
Abwassers im Belebungsbecken genutzt. Wichtiges Kriterium beim Feststoffgehalt ist, dass
der Schlamm vor allem für die Umwälzung ausreichend fließfähig und die Raumbelastung
des Reaktors optimal ist. Wird der Feststoffgehalt derart gesteigert, dass eine ausreichende
Durchmischung des Reaktors nicht mehr gewährleistet ist, kommt es zur Bildung von Kurz-
schlussströmung und Totzonen. Schlämme mit geringem Feststoffgehalt verkürzen die Ver-
weilzeit bzw. erhöhen die Baukosten aufgrund eines größeren erforderlichen Reaktorvolu-
mens.
Ober- und Untergrenzen des Feststoffgehaltes für einen optimalen Betrieb der Vergärung
werden von der durch die Zusammensetzung des Schlammes beeinflussten Viskosität be-
stimmt. Die Art der Durchmischung bestimmt ebenfalls die technisch möglichen Feststoffge-
halte. In der Praxis werden Faulbehälter auf kommunalen Kläranlagen nach eigenen Erfah-
rungen i.d.R. mit Schlämmen eines Trockensubstanzgehalts von 6 % (±3 %) beschickt.
Bild 5: Gasproduktion in Abhängigkeit vom Feststoffgehalt /nach INDEN (1977)/
Bild 5 zeigt die spezifische Gasmenge in Abhängigkeit vom vorhandenen Feststoffgehalt im
Faulbehälter. Ab einer bei einem Feststoffgehalt von 8–9 % identifizierbaren Obergrenze
verringert sich die erzeugte spezifische Gasmenge deutlich. Aussagen zu einer Untergrenze
sind der Grafik von INDEN (1977) nicht zu entnehmen.
Hinsichtlich des Feststoffgehaltes spricht man von Nass- und Feststoffvergärung. Die Fest-
stoffvergärung kommt im Wesentlichen dort zum Einsatz, wo im auszufaulenden Substrat
nicht ausreichend Flüssigkeit vorhanden ist um dessen Pumpfähigkeit zu gewährleisten.
Trockene anaerobe Verfahren kommen vorwiegend in der Abfallwirtschaft und Landwirt-
2 Stand des Wissens
15
schaft zum Einsatz. SCHÖN (1994) gibt die dort vorherrschenden Feststoffgehalte mit
20–40 % an. Die in dieser Arbeit betrachteten Vergärungsverfahren sind der Nassvergärung
zuzuordnen.
2.2.3.5 Zerkleinerungsgrad
Die (anaerobe) Abbaubarkeit von Feststoffen ist von der zur Verfügung stehenden Oberflä-
che abhängig. Je größer diese ist, desto größer ist die für die Bakterien zur Verfügung ste-
hende Angriffsfläche. Mit abnehmender Partikelgröße steigt die Oberfläche der abzubauen-
den Stoffe an. Durch die Zerkleinerung kann die Abbaubarkeit optimiert werden.
Für die meisten Co-Substrate ist aufgrund ihrer Struktur vor dem anaeroben Abbau eine Zer-
kleinerung unerlässlich. Dabei kommen i.d.R. mechanische Verfahren zum Einsatz.
Die Zerkleinerung beim Klärschlamm wird auch als Desintegration bezeichnet. Bei der Des-
integration wird durch äußere Krafteinwirkung (mechanisch, physikalisch, chemisch oder
biologisch) die Struktur des aus Klärschlammflocken bestehenden Klärschlammes aufgelöst.
Wie stark die Schlammflocke zerkleinert bzw. aufgeschlossen wird, ist abhängig vom Desin-
tegrationsverfahren und der eingesetzten Energie. MÜLLER (1996) in PALMOWSKI (2000) zeigt
einen beschleunigten und gesteigerten biologischen Abbau der Organik durch mechanische
Desintegration von Überschussschlämmen. Weitere Untersuchungen hierzu enthält PAL-
MOWSKI&MÜLLER (1999).
2.2.3.6 Organische Säuren
Anhand der organischen Säuren lassen sich die biologischen Prozesse in einer Vergärung
und damit deren Zustand sehr gut beurteilen. Der hohe Gehalt von organischen Säuren wur-
de u.a. von KROISS (1985) als hemmender Parameter für die Methanproduktion erkannt. Die
organischen Säuren entstehen i.d.R. bei der Hydrolyse (Acidogenese). Dabei werden Koh-
lenhydrate, Fette und Eiweiße sowie sonstige Inhaltsstoffe (z.B. Alkohole) in organische Säu-
ren umgewandelt. Bei den organischen Säuren handelt es sich somit um Zwischenstufen
des organischen Abbaus.
Vor allem der Anteil undissoziierter Säuren ist nach DUARTE&ANDERSON (1982) für die
Hemmung verantwortlich. Dabei erhöht sich mit dem pH-Wert der undissoziierte Anteil an
den Gesamtsäuren /KROISS (1985)/. Nach AUSTERMANN-HAUN (1997) müssen hohe Kon-
zentrationen an organischen Säuren nicht zwangsläufig für eine „umgekippte Vergärung“
stehen. Vielfach sind Überlastungen, Temperaturschwankungen oder andere Hemmnisse
ein Grund hierfür. Um die Überlastung der Vergärung schnellstmöglich zu erkennen, ist die
Überprüfung der organischen Säuren besser als beispielsweise der pH-Wert geeignet, da
dieser, durch Puffersysteme beeinflusst, später reagieren kann (siehe Abschnitt 2.2.3.2).
Werden im Faulbehälter mittlere Konzentrationen von bis zu 1.000 mg orgS/L gemessen, ist
davon auszugehen, dass sich der Säureabbau (Methanerzeugung) und die Säureproduktion
(Hydrolyse, Acidogenese) gut die Waage halten. Steigt die Konzentration weiter, kann es in
Abhängigkeit von der Säurepufferkapazität zu einer Verschiebung des pH-Wertes in Rich-
tung des sauren Bereiches kommen. Dadurch wird die Umsetzung zu Methan gehemmt. Ab
2 Stand des Wissens
16
einer Konzentration an organischen Säuren von 2.000 mg/L ist ein Übergang zur sauren
Vergärung wahrscheinlich /LESCHBER&LOLL (1996)/. Ein ausgefaulter Klärschlamm gilt als
gut stabilisiert, wenn die gemessene Konzentration an organischen Säuren unter 300 mg/L
liegt /MUNLV (2001)/.
2.2.3.7 Raumbelastung
Die Raumbelastung wird i.d.R. durch die Parameter oTR und CSB angegeben. Sie gibt einen
Hinweis auf die optimale Ausnutzung des vorhandenen Faulraums. Bei zu geringer Raumbe-
lastung kann die pro Zeiteinheit und Faulvolumen zugegebene Feststoff- oder Schmutz-
stofffracht bis zu einer definierten Höchstgrenze erhöht werden, ohne dass es zu einer we-
sentlichen Beeinträchtigung des Abbaugrades bzw. der Biogasproduktion kommt. Die
verschiedenen anaeroben Systeme haben unterschiedliche Bereiche der Raumbelastung,
die für einen stabilen Betrieb kontrolliert werden. Die mögliche Raumbelastung wird auch von
der Art des auszufaulenden Substrates bestimmt. Weiteren entscheidenden Einfluss haben
die Temperatur und Hydraulische Verweilzeit.
Für konventionelle Abwasserreinigungsanlagen mit anaerober Schlammstabilisierung gibt
MUNLV (2001) die in Tabelle 3 dargestellten maximalen Raumbelastungen an.
Tabelle 3: Vorgaben des MUNLV für die Kläranlagen verschiedener Größenklassen /MUNLV IN
DWA (2009)/
Ausbaugröße der Anlage
< 50.000 EW
50.000–100.000 EW
> 100.000 EW
Faulzeit
[d]
20–30
15–20
15–18
Raumbelastung
[kg oTR/(m³*d)]
1,5
3,0
4,5
2.2.3.8 Substratzusammensetzung
Grundsätzlich bestehen alle organischen Stoffe aus Kohlenhydraten, Fetten und/oder Eiwei-
ßen. Ihre Zusammensetzung ist in Tabelle 4 dargestellt. Aus den unterschiedlich hohen Ge-
halten an Kohlenstoff lassen sich die verschieden hohen Gasbildungspotenziale und Me-
thangehalte, die in Tabelle 5 beziffert sind, erkennen.
Tabelle 4: Zusammensetzung von Kohlenhydrat, Eiweiß und Fett /HELFFERICH&GÜTTE (1972)/
Stoffart
Kohlenstoff
[%]
Sauerstoff
[%]
Wasserstoff
[%]
Stickstoff
[%]
Schwefel
[%]
Kohlenhydrate
42
52
6
0
0
Fett
76
12
12
0
0
Proteine (Eiweiße)
53
23
7
16
1
DWA (2010A) zeigt, dass für Fette der CH4-Gewinn – einen gleichen Abbau der organischen
Substanz vorausgesetzt – mit 1,0 Nm³ CH4/kg oTRab deutlich höher liegt als bei den Kohlen-
2 Stand des Wissens
17
hydraten (0,4 Nm³ CH4/kg oTRab). Die abbauspezifische CH4-Erzeugung aus den Eiweißen
ist mit 0,5 Nm³ CH4/kg oTRab höher als bei Kohlenhydraten, erreicht jedoch nur die Hälfte der
Methanproduktion aus den Fetten. Proteine erreichen den höchsten CH4-Gehalt im aus
ihnen produzierten Biogas (siehe Tabelle 5).
Tabelle 5: Kennwerte für Kohlenhydrate, Eiweiße und Fette aus DWA (2010A), ERGÄNZT
Stoffart
abbauspezifische
Gasproduktion
[Nm³/kg oTRab]
Methangehalt im
Faulgas
[Vol.-%]
abbauspezifische
Methanerzeugung
[Nm³/kg oTRab]
Kohlenhydrate
0,83
50
0,42
Fette
1,43
70
1,00
Proteine (Eiweiße)
0,72
71
0,51
2.2.3.9 Abbaugrad
ROEDIGER ET AL. (1990) geben für Faulzeiten bis 20 d im mesophilen Bereich einen oTR-
Abbaugrad für Primärschlamm von 50–60 % in der Praxis an. Der organische Trockenrück-
stand im Sekundärschlamm mit seinen geringeren Gehalten an organischer Substanz wird
im gleichen Zeitraum nur zwischen 30–40 % abgebaut. Der oTR aus dem den kommunalen
Faulbehältern zufließenden Mischschlamm wird in Abhängigkeit von seiner prozentualen
Zusammensetzung zwischen 40–50 % abgebaut.
Der Abbaugrad hängt von weiteren Randbedingungen wie
Zerkleinerungsgrad,
oTR-Konzentration,
Durchmischung,
Raumbelastung und
Verweilzeit
ab. Mit Erhöhung der Verweilzeit ist ein Abbaugrad bis hin zur theoretischen Faulgrenze
möglich.
2.2.3.10 Weitere Parameter
Der anaerobe Abbau wird von vielen Faktoren beeinflusst. Dabei ist es für die vorhandenen
Mikroorganismen wichtig, dass möglichst optimale Lebensbedingungen erreicht werden. Bei
ungünstigen Veränderungen dieser Lebensbedingungen wird der Abbau der Organik und
somit die Produktion des Biogases verringert. Diese Verhältnisse hängen vom Temperatur-
bereich des anaeroben Abbaus sowie dem abzubauenden Substrat ab. Für einen ungestör-
ten Abbau ist die Steuerung der vorstehend beschriebenen Parameter in ihren optimalen
Grenzen notwendig. In Tabelle 6 sind Konzentrationen weiterer Parameter, die zu einer
Hemmung des anaeroben Abbauprozesses führen, angegeben.
2 Stand des Wissens
18
Tabelle 6: Auswahl von Konzentrationskennwerte unterschiedlicher Hemmstoffe beim anaero-
ben Abbau /LIEBENEINER (2010); WEILAND (2003), VERÄNDERT/
Hemmstoff
Konzentration
[mg/L]
Bemerkung
Ammonium
> 2.700
Hemmung verstärkt durch pH-Wert↑, Temp.↑
Flüchtige Fettsäuren
> 2.000 (pH-Wert = 7)
Hemmung verstärkt durch pH-Wert↓, Temp.↓
Sauerstoff
> 0,1
Hemmung der obligaten anaeroben Bakterien
Schwefelwasserstoff
> 50
Hemmung verstärkt durch pH-Wert↓
Schwermetalle
> 50 Cu
> 150 Zn
> 100 Cr
Hemmwirkung bei gelösten Schwermetallen
2.2.4 Substrate
Die Vergärung wird in der Abwasserreinigung zur Schlammbehandlung genutzt. Der
Schlamm aus der Vorklärung (Primärschlamm), der Nachklärung (Sekundärschlamm) und –
sofern vorhanden – aus der Filtration sowie sonstigen Verfahrensstufen (Tertiärschlamm)
wird in sog. Faulbehältern stabilisiert. Im Wesentlichen wird durch den Abbau der Kohlen-
stoffverbindungen der Schlamm in einen Zustand überführt, in dem eine möglichst geringe
bis keine chemisch-biologische Aktivität mehr vorliegt.
Zu den gut vergärbaren Substraten zählen u.a.:
nachwachsende Rohstoffe,
landwirtschaftliche Abfälle,
Gülle und Mist,
Zwischenfrüchte aus der Landwirtschaft,
Speisereste aus Großküchen,
Fettabscheiderrückstände,
Abfälle aus der obst- und gemüseverarbei-
tenden Industrie,
tierische und fischige Produktionsabfälle,
Abfälle aus Schlachtereien,
Abfälle aus der Milchindustrie,
Brauereiabwässer, Schlempen,
Grünschnitt (aus Gärten, Parks),
Bioabfälle,
Klärschlamm,
Fäzes,
sonstige biologische Substrate
(Algen, Seegras …).
Die technisch gezielte Vergärung findet in der Siedlungswasserwirtschaft (Faulbehälter von
Kläranlagen), in der Abfallwirtschaft (Deponiegas) und Landwirtschaft (Fermenter für Gülle
Landwirtschaft
Industrie und Gewerbe
Haushalte und
kommunaler Bereich
2 Stand des Wissens
19
und Nutzpflanzen) Anwendung. In den letzten Jahren wurden vor allem aufgrund steigender
Energiepreise verstärkt Biogasanlagen errichtet. Zu den vergärbaren Substraten zählen in
der Regel alle Substrate organischen Ursprungs. Ausnahmen hierbei sind besonders lignin-
haltige Stoffe.
Unter organische Verbindungen bzw. organischen Stoffen versteht man alle chemischen
Verbindungen, welche Kohlenstoff enthalten. Diese werden auch als die Inputstoffe der Ver-
gärung bezeichnet. Ausgenommen davon sind Kohlendioxid, Carbonate, Carbide und Me-
tallcyanide /STREIT (1992)/.
2.3 Abwasser- und Schlammbehandlung
2.3.1 Konventionelle Abwasser- und Schlammbehandlung
2.3.1.1 Anfänge der Abwasserableitung bis zur heutigen Kanalisation und Abwasser-
behandlung
Die Entwicklung einer geregelten Abwasserentsorgung ist eng verknüpft mit der Trinkwas-
sernutzung sowie mit der Besiedlungsdichte.
Erste Belege früher Formen der Abwasserableitung zeigt SCHLADWEILER (2011) in Schott-
land sowie HÖLL (2010) in Mesopotamien für 3.000 v. Chr. auf. Auf Orkney Island (Schott-
land) wurden Abwasserableitungen, die aus den Häusern oder unter die Häuser führten,
gefunden. Im heutigen Pakistan wurden zur gleichen Zeit ebenfalls Bäder auf der Straßen-
seite der Häuser betrieben. Die Exkremente wurden mit Wasser aus den Häusern in Stra-
ßenkanäle gespült und mit diesen von den Häusern abgeleitet. In Griechenland findet man
noch heute historische und dennoch funktionierende Kanäle aus der Zeit von 2.000 v. Chr.
/SCHLADWEILER (2011)/
Aus dem 5. Jh. v. Chr. stammen mit der "cloaca maxima" in Italien (Rom) Belege für die Ab-
wasserableitung. Weitere Beispiele gibt es aus dem Nahen Osten (Irak), Nordafrika (Ägyp-
ten) und Asien (China).
Somit existiert eine lange Tradition der Abwasserbehandlung, die zwischenzeitlich wieder in
Vergessenheit geriet bzw. nicht weltweit Verbreitung fand.
Im Mittelalter wurden die Fäkalien direkt aus dem Fenster in die Straßen und Gassen ent-
sorgt. Lagen die Gebäude an fließenden Gewässern, wurden kleine, auskrakende Erker an-
gelegt, über die die Fäkalien direkt in die Flüsse geschüttet wurden. Eine erste Art der Be-
handlung, die Senkgrube, wurde als eine Art Versickerungsgrube angelegt /ATV (1999)/. Im
19. Jh. erkannte Max von Pettenkofer sowie Rudolf Virchow, dass die im Mittelalter häufig
ausbrechenden Seuchen ihre Hauptursache in der unmittelbaren Nähe von Trinkwasserquel-
len und Abwasserentsorgungen hatten /RASCHKE (2007)/. Aus diesem Grund wurde empfoh-
len die Fäkalien aus den besiedelten Bereichen (in Kanälen) auszuschwemmen. Frühe For-
men technischer Abwasserentsorgungssysteme sind zum Beispiel das „Heidelberger
Tonnensystem“ und das „Liernursystem“. Beim Heidelberger Tonnensystem wurden die Ex-
kremente in Behältern gespeichert, meist in der Nacht abgeholt und als Dünger außerhalb
der Stadt auf den Feldern entleert /LANGE ET AL. (2000)/. Beim „Liernursystem“, benannt
2 Stand des Wissens
20
nach dem Niederländer Charles Liernur, kamen im 18. Jh. zwei verschiedene Ableitungsroh-
re zum Einsatz. Das Grauwasser und die Fäkalien, die danach ebenfalls landwirtschaftlich
genutzt wurden, wurden mit einer Art Vakuumsystem separat abgeleitet. /ZON (1986)/
Anfang des 20. Jh. hatte sich das bis heute genutzte Verfahren der Entwässerung mittels
Schwemmkanal in Deutschland und weiten Teilen Europas durchgesetzt
/LANGE ET AL. (2000)/. Durch den leichteren Zugang zu Trinkwasser, mit dem Anschluss in-
nerhalb der Wohnung und dem Einsatz des Wassers als Transportmittel für die Fäkalien,
wurde das Abwasser stark verdünnt. Die landwirtschaftliche Verwertung war aufgrund der
geringen Nährstoffkonzentration und durch die Entwicklung von Mineraldüngern uneffektiv
und nicht mehr gefragt. Die Fäkalien kamen nicht mehr als Dünger auf die Felder und muss-
ten anderweitig entsorgt werden. Zeitlich betrachtet erfolgte die Entwicklung der Abwasser-
reinigung nach der Entwicklung der Abwasserableitung. Das in der Schwemmkanalisation
abgeleitete Abwasser wurde zunächst ungereinigt in die Gewässer geleitet, wo die im Ab-
wasser vorhandenen Nähr- und Schadstoffe sich nachteilig auf die Gewässerqualität und
den Sauerstoffhaushalt auswirkten. Beispielsweise kann Ammoniak als Fischgift wirken. Nit-
rat kann die Eutrophierung fördern. Ebenfalls kam es zur Verschlammung der Gewässer.
Mit steigender Bevölkerung sowie dichterer Besiedelung musste diese Gewässerbelastung
verringert werden. In einem ersten Schritt hielt man die groben Feststoffe durch die Installa-
tion und Räumung von Sieben, Rechen sowie Absetzbecken vor dem Einlauf in das Gewäs-
ser zurück. Die entfernten Stoffe wurden deponiert. Die Nutzung der im Abwasser enthalte-
nen Nährstoffe erfolgte beim Verfahren der Abwasserverrieselung auf landwirtschaftlichen
Flächen. Als erste technisch-biologische Abwasserreinigung wurde das Tropfkörperverfahren
in England im 19. Jahrhundert als „Trickling Filters“ in England etabliert /Gujer (2007)/. An-
fang des 20. Jahrhunderts erfolgte die Umstellung zum biologischen Belebungsverfahren,
das durch bessere Reinigungsleistungen und bessere Anpassbarkeit deutliche Vorteile be-
sitzt. Bis zur Gegenwart wurden verschiedene Optimierungen vorgenommen. Hierzu zählen
u.a. die biologische und chemische P-Elimination.
Die seitdem flächendeckend in Deutschland im Wesentlichen mit dieser Verfahrenstechnik
errichteten Kläranlagen reinigen heutzutage das Abwasser sehr effektiv. Die Eliminationsra-
ten der Nährstoffe liegen für Stickstoff bei 82 % und für Phosphor bei 91 %. Die organischen
Stoffe, als Parameter CSB ausgedrückt, werden zu 95 % entfernt. /DWA (2013)/
Standardstufen der Behandlung sind dabei die Abtrennung von Grob- und sedimentierbaren
Stoffen als physikalische Behandlung gefolgt von einer belebten biologischen Stufe zur Ent-
fernung von Schmutz- und Nährstoffen und anschließender Absetzung und Entzug des Be-
lebtschlamms aus der biologischen Stufe. Es existieren hiervon abweichende, modifizierte
Verfahren (Membranbiologie etc.). Immer stärker wird zukünftig die Entfernung von Mik-
roschadstoffen (Rückstände von Pharmaka, Pflanzenschutzmitteln und Haushaltschemika-
lien) vorangetrieben werden.
2 Stand des Wissens
21
2.3.1.2 Schlammbehandlung und -verwertung
Klärschlammeindickungs- und -entwässerungsverfahren
Da die bei der Abwasserbehandlung anfallenden Schlämme i.d.R. einen sehr geringen Fest-
stoffgehalt aufweisen, muss ihnen vor einer folgenden (anaeroben) Behandlung ein Teil des
Wassers entzogen werden. Der Wassergehalt muss soweit reduziert werden, dass der
Schlamm einen für die folgenden Prozessschritte möglichst optimalen Feststoffgehalt auf-
weist. Dies erfolgt vor und/oder nach der anaeroben Behandlung (siehe Bild 6).
Bild 6: Fließbild einer Schlammbehandlung mit Vergärung
Es werden unterschiedliche Ziele verfolgt. Vor der anaeroben Behandlung wird der Schlamm
auf den optimalen TR-Gehalt eingestellt (siehe Abschnitt 2.2.3.4). Nach der anaeroben Be-
handlung muss der Schlamm so stark entwässert werden, wie es für den Transport und die
weitere Verwertungsschritte erforderlich ist. Für die landwirtschaftliche Verwertung sollte der
Klärschlamm noch pumpbar sein. Schließt sich an die Vergärung eine thermische Verwer-
tung (Verbrennung) an, sind wesentlich höhere TR-Gehalte möglich und für die Verbrennung
förderlich. Energetisch muss abgeschätzt werden, ob der Aufwand zur Entfernung eines be-
stimmten Volumenanteils an Wasser aufwendiger ist als der Transport der gleichen Menge.
Mit den unterschiedlichen Verfahren lassen sich verschiedene TR-Konzentrationen mit ver-
schieden hohem Energieeinsatz realisieren.
Bei der Klärschlammeindickung wird der Schlamm einem Eindicker zugeführt und durch Se-
dimentation der Wasseranteil verringert. Dieses wird aus der Trübwasserzone, die sich über
der Schlammzone bildet, abgezogen. Mit zunehmender Tiefe im Eindicker nimmt der Fest-
stoffgehalt im Schlamm zu. Dort wird der eingedickte Schlamm abgezogen. Es existieren
ebenfalls maschinelle Eindickungsverfahren.
Die für die Schlammentwässerung/-eindickung zur Verfügung stehenden Verfahren, die in
Abhängigkeit von den vorstehenden Fragen ausgewählt werden, sind:
Zentrifugation (Zentrifuge, siehe Abschnitt 4.1.1),
Sedimentation (Eindicker),
Siebung (Filterpresse, Siebbandpresse, Trommelpresse),
Trocknung (Scheibentrockner).
2 Stand des Wissens
22
Aufgabe und Wirkungsweise der Klärschlammvergärung
Der in der Vorklärung anfallende Primärschlamm und der in der Nachklärung anfallende Se-
kundärschlamm werden i.d.R. zusammengeführt und als Mischschlamm behandelt. Wesent-
liche Aufgabe der Schlammbehandlung ist die Stabilisierung des Klärschlammes. Das heißt
die organische Substanz wird soweit reduziert, dass die biologische Aktivität möglichst ge-
ring ist. Die Überführung in einen weitestgehend umweltunschädlichen Zustand (z.B. Hygie-
ne, Volumen und Geruch) wird angestrebt. DICHTL&ECK-DÜPONT (1986) werten eine Reihe
von mehr als 50 Literaturstellen und -werten aus. Als am ehesten geeignete Stabilisierungs-
kriterien werden folgende Parameter für die anaerobe Behandlung benannt:
Gehalt an organischen Säuren < 200 mg Essigsäureäquivalenten/L,
BSB5/CSB-Wert ≤ 0,15,
Verhältnis Glühverlust/Trockenrückstand,
Abbaugrad.
Ein Parameter zur Beurteilung ist aufgrund der Komplexität der Klärschlämme i.d.R. nicht
ausreichend. Daher sollte auf die Messung und Beurteilung mindestens zweier Parameter
Wert gelegt werden /DICHTL&ECK-DÜPONT (1986)/.
Die Aufgabe der Schlammbehandlung ist nicht, den Schadstoffgehalt im Klärschlamm zu
reduzieren /GUJER (2007)/. Dies muss in den vorhergehenden Behandlungsschritten in der
Abwasserbehandlung geschehen. Bei der Schlammbehandlung, vor allem durch die
Schlammentwässerung, wird die Konzentration der Schadstoffe im Schlamm z.T. deutlich
erhöht.
MATA-ALVAREZ ET AL. (2000) geben die Zahl der Vergärungsanlagen auf Abwasserbehand-
lungsanlagen innerhalb der europäischen Union mit 36.000 an. Diese Zahl dürfte sich in den
letzten Jahren erhöht haben. Nach Angaben von HABERKERN ET AL. (2008) betrug in
Deutschland im Jahr 2004 die Zahl der Kläranlagen mit Vergärung 1.150. Dabei wurden 684
Mio. m³ Biogas pro Jahr produziert. Im Jahr 2004 betrug die Anzahl der Kläranlagen 9.994.
Dies waren 61 mehr als im Jahr 2007. /STBA (2009)/
Wie in der Einleitung beschrieben, eignet sich für kleine Anlagen unter 10.000 E die anaero-
be Behandlung des Klärschlammes aus wirtschaftlichen Gründen in der Regel nicht. GRETZ-
SCHEL ET AL. (2012) sehen im Bereich von 10.000–30.000 E beim Vorliegen positiver Rand-
bedingungen eine Verfahrensumstellung als machbar an.
Da sich diese Arbeit mit der Vergärung beschäftigt, wird nachfolgend die anaerobe
Schlammstabilisierung beschrieben. Die aerobe Schlammstabilisierung ist nicht Bestandteil
der Betrachtungen und wird nur wo es notwendig ist vergleichend betrachtet.
Durchführung der Klärschlammvergärung
Der anaerob zu behandelnde Klärschlamm kann bereits vor der Beschickung des Faulbehäl-
ters über Wärmetauscher temperiert werden. Eine Beheizung des isolierten Faulbehälters ist
ebenfalls möglich. Für eine homogene Verteilung des Schlammes auf das gesamte Volumen
wird der Schlamm durchmischt. Die Durchmischung kann durch Rührwerke, durch innen
2 Stand des Wissens
23
oder außen liegende hydraulische Mischeinrichtungen oder durch eine Gaseinpressung rea-
lisiert werden. Eine möglichst homogene Durchmischung ist wichtig für den optimalen Abbau
der organischen Substanz. Störstoffe sollten aus dem Faulbehälter möglichst ferngehalten
werden, da sie Schäden an den innen liegenden Aggregaten nach sich ziehen können. Faul-
behälter funktionieren i.d.R. als Verdrängungsgefäße.
Durch die Regelung der zulaufenden Menge wird die ablaufende Menge aus dem Faulbehäl-
ter verdrängt und so die mittlere Aufenthaltszeit des Klärschlammes im Faulbehälter be-
stimmt. Das bei der Vergärung gebildete Biogas wird im Gasspeicher zwischengelagert und
kann für die Schlammerwärmung oder zur Wärme- und Elektroenergieerzeugung in einem
Blockheizkraftwerk genutzt werden. Unter Umständen ist eine Entschwefelung des Biogases
notwendig, da es ab bestimmten Schwefelwasserstoffkonzentrationen zu einer Schädigung
der Anlagenteile kommt und damit die Lebensdauer des Blockheizkraftwerkes verringert
werden kann. Des Weiteren führt das aus Siloxanen im Gasmotor gebildetes Siliziumoxid
(Quarz) zu erheblichen Verschleißproblemen und muss aus dem Faulgas entfernt werden,
da Standzeiten von BHKWs sehr kostenintensiv sind.
PUCHAJDA&OLESZKIEWICZ (2008) analysierten die energetischen Bilanzen verschiedener
anaerober Behandlungen und die ökonomischen Auswirkungen der maschinellen Voreindi-
ckung des Schlammes auf den Gasanfall. Es zeigte sich, dass für die untersuchten Randbe-
dingungen einer Kläranlage mit 100.000 m³ Abwasser/d die zweistufige thermophil-
mesophile Schlammvergärung das optimale Verfahren darstellt. Mit einer vorgeschalteten
Eindickung (von 3 % auf 6 % TR) war die einstufige mesophile Schlammvergärung jedoch
energieeffizienter. An diesem Beispiel zeigt sich die Divergenz zwischen Forschung und
Praxis, da die zweistufig thermophile-mesophile Schlammvergärung in der Praxis bislang
kaum eine Rolle spielt.
Bei der Vergärung des Abwassers werden nach JANKE (2002) von 100 % des zugeführten
Kohlenstoffs nur ca. 5–10 % im ausgefaulten Schlamm wieder gefunden. Die restlichen 90 %
werden zu Biogas umgesetzt. Im Vergleich dazu werden bei der aeroben Abwasserbehand-
lung 50 % des Kohlenstoffs zu Biomasse. Die anderen 50 % werden zu CO2 umgesetzt.
Klärschlammverwertung
Der ausgefaulte Schlamm kann nach THOMÉ-KOZMIENSKY (1998) auf verschiedene Arten
verwertet werden:
landwirtschaftliche und landschaftsbaulich Verwertung,
thermische Verwertung,
Deponierung,
sonstige Verwertung (z.B. Kompostierung).
Zu ca. 30% erhielten im Jahr 2010 landwirtschaftliche Flächen mit dem Klärschlamm aus
kommunalen Kläranlagen fäkalienbürtige Nährstoffe zur Düngung (siehe Tabelle 7). Auf-
grund anderer im Klärschlamm enthaltener Inhaltsstoffe (z.B. Schwermetalle und organische
Stoffe anthropogenen Ursprungs) und aufgrund der Verschärfung der Grenzwerte bei der
Fortschreibung der gesetzlichen Regularien (z.B. der Klärschlammverordnung) können diese
2 Stand des Wissens
24
Grenzwerte immer öfter nicht eingehalten werden. Nicht nur aus diesem Grund wird die
Düngung mit Klärschlamm in den letzten Jahren immer kontroverser diskutiert. Der Prozent-
satz des in der Landwirtschaft verwerteten Klärschlamms schwankt nur geringfügig und ist
nahezu stabil (siehe Tabelle 7).
Insgesamt ist festzustellen, dass es hinsichtlich der landwirtschaftlichen Verwertung ein
Nord-Süd-Gefälle gibt. Besonders in Flächenländern wie Mecklenburg-Vorpommern (86 %)
und Schleswig-Holstein (71 %) spielt die landwirtschaftliche Verwertung weiterhin die größte
Rolle für die Klärschlammverwertung. In Baden-Württemberg und Bayern wird beispielswei-
se bereits mehr als die Hälfte des Klärschlammes thermisch verwertet. In Stadtstaaten wie
Berlin und Hamburg liegt der Anteil der thermischen Verwertung bei 100 %.
Detaillierte Prognosen für die weitere Entwicklung bei der Klärschlammverwertung sind
schwierig, da sie von vielen Randbedingungen, wie z.B.:
den Grenzwerten,
der Akzeptanz,
den Düngerpreisen und,
den Kosten der Entsorgung
abhängig sind.
Tabelle 7: Aufkommen von Klärschlamm in Deutschland und dessen thermische und landwirt-
schaftliche Verwertung /BMU (2010)/
Jahr
KS-Entsorgung
[Tsd. Mg TM]
landw. Verwertung
[Tsd. Mg TM] [%]
thermische Verwertung
[Tsd. Mg TM] [%]
2010
1.887
566
30
1.004
53
2008
2.054
588
29
1.028
53
2006
2.049
612
30
965
47
2004
2.261
628
28
711
31
1998
2.459
784
32
396
16
Untersuchungen von TREND:RESEARCH (2010) zeigen, dass tendenziell mit einen Anstieg der
thermischen Verwertung gerechnet werden kann. Bis 2020 wird mit einer Steigerung um
50 % gerechnet. Dies liegt zum Teil auch an den gesetzlichen Bestimmungen zur Klär-
schlammausbringung in der Landwirtschaft. In der Schweiz beispielsweise ist die landwirt-
schaftliche Verwertung bereits seit 2005 gesetzlich untersagt.
Durch die Düngemittelverordnung /DÜMV (2012)/ ergeben sich durch die landwirtschaftliche
Klärschlammverwertung Rückwirkungen auf die Klärschlammbehandlung in den Kläranla-
gen. Ab 2017 ist es z.B. nicht mehr gestattet, synthetische Polymere als Flockungsmittel
einzusetzen, wenn sich diese in zwei Jahren nicht um mindestens 20 % abbauen. Des Wei-
teren besteht das Verbot, Fettabscheiderinhalte mit zu vergären.
2 Stand des Wissens
25
Derzeit wird eine Phosphatgewinnungsverordnung (AbfPhosV) seitens des BMU vorbereitet.
Dabei sollen Regelungen zur Phosphatrückgewinnung aus Klärschlämmen, die nicht in der
Landwirtschaft verwertet werden, festgelegt werden. Hier kann zum Beispiel bestimmt wer-
den, dass Pflanzennährstoffe vor der thermischen Verwertung aus dem Klärschlamm recy-
celt werden müssen. /REICHE (2013)/
Die große Koalition aus CDU/CSU und SPD will in der jetzigen Legislaturperiode die Klär-
schlammausbringung in der Landwirtschaft beenden und die Phosphorrückgewinnung forcie-
ren /KOALITIONSVERTRAG (2013)/.
Aufgrund der derzeit nur geringen Nährstoffrückführung wird das bestehende konventionelle
System als linear bezeichnet.
2.3.2 Neuartige Sanitärsysteme als Alternativen (zur konventionellen Abwas-
serbehandlung)
2.3.2.1 Allgemeines
Der Ansatz neuartiger Sanitärsysteme (NASS) basiert auf der Rückführung von Nährstoffen
aus dem häuslichen Abwasser in den natürlichen Stoffkreislauf in wesentlich kleineren Rück-
führungsketten. Die Grundidee ist die Nachhaltigkeit bei der Nutzung und Reinigung des
Wassers. Durch die mehrfache Nutzung, wie zum Beispiel beim Grauwasserrecycling, soll
unter anderem das zur Toilettenspülung eingesetzte Trinkwasser substituiert werden. Beim
Betrachten des Wasserkreislaufes bleibt festzustellen, dass das genutzte Trinkwasser im
globalen Maßstab ständig recycelt wird.
Vor dem Hintergrund der Ressourcenverknappung forderte das Kreislaufwirtschafts- und
Abfallgesetz /KRW-/ABFG (1996)/ bereits seit Mitte der 1990er Jahre für Abfälle eine Verwer-
tung. Das Recycling sowie die Vermeidung der Abfälle, gleichbedeutend mit der Einsparung
und Kreislaufführung, werden gefordert. Im Jahr 2012 wurde dieses Gesetz durch das Kreis-
laufwirtschaftsgesetz /KRWG (2012)/ ersetzt. „Stoffe, sobald sie in Gewässer oder Abwas-
seranlagen eingeleitet oder eingebracht werden“ schließt das Gesetz jedoch aus. Somit wer-
den die Nährstoffe aus dem Abwasser nicht der Forderung einer Kreislaufwirtschaft
unterworfen.
Bevor zum Beginn des 19. Jahrhunderts mit der Herstellung von mineralischen Düngern be-
gonnen wurde, erfolgte die Düngung in der Landwirtschaft u.a. durch Verwendung menschli-
cher Ausscheidungen (siehe Abschnitt 2.3.1).
Die aktuellen alternativen Entwicklungen zum konventionellen System sind vielmehr dem
Lernen aus vorhandenen anderen Unzulänglichkeiten (keine Kreislaufführung, Eutrophierung
etc.) und aktuellen Entwicklungen (Ressourcen- und Umweltschutz) geschuldet. Die zentrale
Idee neuartiger Sanitärsysteme ist die stoffstromspezifische Behandlung, welche durch die
strikte Erfassung, Ableitung und Behandlung der Teilströme ermöglicht wird. Durch Vermei-
dung von Mängeln der konventionellen Abwasserentsorgung und -behandlung soll der nach-
haltigere Umgang mit den Ressourcen Wasser und Nährstoff gefördert werden. U.a. wird
diesem Gedanken durch das Sparen von Wasser Rechnung getragen. Gleichzeitig wird die
Konzentration der Nährstoffe im Abwasser erhöht, wodurch eine gezielte Behandlung erst
2 Stand des Wissens
26
ermöglicht wird. Nährstoffe wie Stickstoff und Phosphor können auf diesem Wege besser
recycelt werden und müssen nicht unter hohem Energie- und Kostenaufwand in den Kläran-
lagen eliminiert werden. Mischwasserentlastungen, die aufgrund von Überlastungen der un-
ter ökonomisch-ökologischen Gesichtspunkten dimensionierten Rohrleitungen in die Gewäs-
ser temporär vor allem bei Starkregenereignissen auftreten, können durch eine entkoppelte
Regenwassererfassung und Behandlung bzw. Ableitung vermieden werden. Mit dieser Ent-
wicklung kann den Bestimmungen der Wasserrahmenrichtlinie /EU-WRRL (2000)/ Rechnung
getragen werden.
Für den Verbrauch von Elektrizität wurden Normen geschaffen, die z.B. durch Kennzeich-
nung der Energieeffizienzklasse Unterscheidungen zulassen. Für den Wasserverbrauch von
Armaturen (Wasserhähne, Duschen, Toiletten) existiert bislang keine einheitliche Bewertung.
Eine Verordnung der EU ist jedoch in Arbeit. Der zunehmend auf die Mikroverunreinigungen
gerichtete Fokus zieht für die großen Kläranlagen immense Investitionen für die vierte Reini-
gungsstufe nach sich. Ohne diese werden auch weiterhin die bei LEHN (2002) beschriebenen
mittleren bis starken Beeinträchtigungen der Fischgesundheit in anthropogen beeinflussten
Gewässerabschnitten festgestellt werden. Nicht zuletzt aufgrund der verbesserten Analytik
lassen sich mannigfaltige Mikroverunreinigungen in unseren Gewässern nachweisen, die
dort natürlich nicht vorkommen und demnach anthropogenen Ursprungs sind. Weiterhin zäh-
len die Kläranlagen, wie auch die Landwirtschaft, zu den größten Nährstoffemittenten.
Die Problematik der Ausbringung nur eines Teils des Klärschlamms und damit der Nährstoffe
zurück in die Landwirtschaft und somit den Nährstoffkreislauf wurde bereits in Abschnitt
2.3.1.2 besprochen. Die Konzentrationen an Schwermetallen und weiteren anthropogenen
organischen Stoffen sowie die Entwicklung der dazugehörigen Grenzwerte machen die Ver-
wertung in der Landwirtschaft zunehmend schwieriger. Außerdem ist die Pflanzenverfügbar-
keit der Nährstoffe durch die Abwasserbehandlung (u.a. Fällung des Phosphats) sowie die
Behandlung des Klärschlammes stark herabgesetzt /LANGE ET AL. (2000)/. APPEL (2012)
stellt beispielsweise für Klärschlammasche aus der Pyrolyse in Pflanzenversuchen ebenfalls
eine deutlich schlechtere Pflanzenverfügbarkeit der Nährstoffe, jedoch auch der noch vor-
handenen Schwermetalle fest. Es ist davon auszugehen, dass die Klärschlammverbrennung
in den nächsten Jahren forciert wird.
WILDERER&PARIS (2001) und WERNER ET AL. (2002) fassen die Grundsätze der neuartigen
Verfahren wie folgt zusammen:
Gewährleistung der häuslichen Abwasser- und Sanitärentsorgung,
Minimierung der hygienischen Risiken und der Umweltbelastungen,
ökologisch sinnvolle Reduzierung des Wasserverbrauchs,
Schließung der Wasser- und Nährstoffkreisläufe,
Wertstoffrück- und Energiegewinnung,
Wirtschaftlichkeit des Sanitärkonzepts.
2 Stand des Wissens
27
2.3.2.2 Abwasserbehandlungskonzepte neuartiger Sanitärsysteme
Für die teilstromorientierten Abwasserbehandlung mit einem Wasser- und Nährstoffrecycling
gibt es eine Vielzahl unterschiedlicher Systeme, die nach vorhandenen Randbedingungen
ausgewählt werden können. Nachfolgend wird eine Auswahl dieser Systeme mit dem Fokus
auf die Vergärung zur Biogasgewinnung beschrieben.
Die wesentlichen Behandlungsmöglichkeiten der unterschiedlichen häuslichen Abwasserteil-
ströme sind in Tabelle 8 dargestellt.
Tabelle 8: Behandlungsmöglichkeiten der Teilströme häuslichen Abwassers
Abwasserteilstrom
Behandlung
Produkt
Braunwasser
anaerob (Vergärung),
aerob (Kompostierung)
Kombination (Terra Preta)
Biogas (Energie)
Bodenverbesserer
Nährstoff (Dünger)
Gelbwasser
biologisch (Anamox, Hygienisierung)
thermisch (Verdampfung)
mechanisch (Umkehrosmose)
chemisch (z.B. MAP-Fällung)
Nährstoffe (Dünger)
Grauwasser
biologisch (Pflanzenkläranlage)
mechanisch (Membran)
Kombination (Membranbiologie)
Betriebswasser
Pflegewasser
Regenwasser
Brauchwassernutzung
mechanisch-biologisch (Versickerung)
Betriebswasser
Pflegewasser
Grundsätzlich wird hierbei für alle Systeme die separate Erfassung und Nutzung des Re-
genwassers, wie in Bild 7 dargestellt, vorausgesetzt.
Bild 7: Behandlung des Regenwassers
Bei der Bezeichnung der Systeme in den nachfolgenden Beschreibungen werden die im
NASS-Themenband /DWA (2008)/ gewählten Begrifflichkeiten verwendet.
Die Unterscheidung der Systeme erfolgt anhand der Systematik n-Stoffstrom–Systeme. „n“
bezeichnet dabei die Anzahl der separat abgeleiteten Teilströme:
2 Stand des Wissens
28
1-Stoffstrom–Systeme: gemeinsame Ableitung von Schwarz- und Grauwasser;
2-Stoffstrom–Systeme: separate Ableitung von Grauwasser und Schwarzwasser oder sepa-
rate Ableitung von Gelbwasser und Grauwasser mit Braunwasser;
3-Stoffstrom–Systeme: separate Ableitung von Gelbwasser, Braunwasser und Grauwasser.
Nachfolgend sind Möglichkeiten für Stoffstromsysteme dargestellt, die aufgrund der Vielzahl
der denkbaren Verfahrenskombinationen keinen Anspruch auf Vollständigkeit erheben.
Für 1-Stoffstrom–Systeme ist die aerobe Behandlung des Abwassers mit anschließender
anaerober Behandlung des Schlammes sowie eine Nährstoffrückgewinnung (MAP-Fällung
etc.) möglich. Dabei wird Biogas erzeugt sowie Nährstoffe und gereinigtes Abwasser gewon-
nen, das als Brauchwasser genutzt werden kann. Weiterhin entsteht Schlamm. Dieses Sys-
tem besitzt große Ähnlichkeit mit dem konventionellen System. Es erfolgt als Unterschied ein
kurzer Kreislauf von Nährstoff und Wasser durch eine dezentrale Verwertung möglichst nah
am Anfallort. Grundvoraussetzung ist die Verwendung wassersparender Armaturen.
Als eine andere Variante kann die anaerobe Behandlung als erster Verfahrensschritt in ei-
nem UASB-Reaktor erfolgen. Anschließend wird das ausgefaulte Substrat aerob behandelt
(Belebung). Es erfolgt eine Nährstoffrückgewinnung (MAP-Fällung etc.). Dabei entstehen
Biogas, Nährstoffe, Schlamm und gereinigtes Abwasser (Brauwasser).
An diese Verfahrensketten angeschlossen ist die Hygienisierung des gereinigten Abwassers
denkbar. In Abhängigkeit von der Weiterverwendung sind weitere Reinigungsverfahren, bei-
spielsweise zur Entfernung von Mikroschadstoffen, möglich.
Bild 8: Beispiel 1-Stoffstrom–System
2-Stoffstrom–Systeme verfügen über zwei separate Leitungen. Als eine Möglichkeit ergibt
sich die Vergärung des Schwarzwassers mit verschiedenen Temperaturniveaus (psychro-
phil, mesophil oder thermophil). Nach der Vergärung kann eine MAP-Fällung und (Membran-
)Belebung anschließen. Dabei werden Biogas produziert und Nährstoffe gewonnen. Die Be-
handlung des Grauwassers erfolgt in einer Pflanzenkläranlage. Der dabei entstehende
Schlamm wird zur Mitbehandlung in die Vergärung gegeben. Das gereinigte Grauwasser
wird als Brauchwasser genutzt.
2 Stand des Wissens
29
Bild 9: Beispiel 2-Stoffstrom–System Grauwasser-Schwarzwasser
Zur Vorbehandlung des Schwarzwassers können verschiedene Trenn- und Aufkonzentrie-
rungsverfahren zum Einsatz kommen (siehe Abschnitt 6.1.2.2).
Die 3-Stoffstrom–Systeme bieten aufgrund der hohen Freiheitsgrade die effektivsten Be-
handlungsmöglichkeiten. Alle 3 Teilströme werden in separaten Rohrleitungen abgeleitet.
Aus dem Gelbwasser (bzw. Urin) werden die Nährstoffe recycelt. Dazu eignen sich z.B. die
Dampfstrippung und Vakuumverdampfung mit anschließender Ozonierung zur Zerstörung
der Medikamentenrückstände /TETTENBORN (2011)/. Dabei entstehen Nährstoffe und
Brauchwasser. Eine mögliche Verfahrenskombinationen ist eine Membranbelebung mit
nachgeschaltetem Nährstoffrecycling aus dem Gelbwasser mit pH-gesteuerter Nitrifikation
und Destillation /UDERT&WÄCHTER (2012)/. Durch die Vergärung des Braunwassers entsteht
Biogas und Schlamm (z.B. als Bodenverbesserer). Das Grauwasser lässt sich aerob in der
Pflanzenkläranlage oder Membranbelebungsanlage behandeln. Dabei werden Brauchwasser
und Biomasse als Produkt generiert.
Bild 10: Beispiel 3-Stoffstrom–System Gelbwasser-Braunwasser-Grauwasser
Eine Vielzahl weiterer Verfahrenskombinationen ist von den Randbedingungen abhängig.
Nach Vorbehandlung kann eine Kompostierung von Braun-/Schwarzwasser erfolgen.
Grundsätzlich ist eine Möglichkeit der Mitbehandlung von Küchenbioabfällen in den Teilströ-
men Schwarzwasser oder Braunwasser gegeben. Sie verbessern den Feststoffgehalt für die
anaerobe Behandlung in einer Biogasanlage und steigern die Biogasproduktion.
2 Stand des Wissens
30
2.3.2.3 Verfahrensvergleich der konventionellen und alternativen Abwasserbehand-
lung
Die Anforderungen an eine moderne Siedlungswasserwirtschaft:
Gewässerschutz,
Nährstoffrecycling,
Wasserrecycling und
effektive Trinkwasseraufbereitung/-bereitstellung und -nutzung
bestanden zu Zeiten der Entwicklung des konventionellen Systems – wenn überhaupt – nur
untergeordnet. Bei einem Vergleich des konventionellen mit den neuartigen Sanitärsystemen
sollte die Notwendigkeit ihrer Entstehung beachtet werden. Aktuell werden in Deutschland
und im westlichen Europa Anschlussgrade an die Abwasserkanalisation mit Reinigung in
einer Kläranlage bis zu 100 % erreicht (siehe Bild 11).
Bild 11: Anteil des in Kanälen abgeleiteten Abwassers in der EU /EU (2013), VERÄNDERT/
Der Wechsel zu neuartigen Sanitärsystemen unterliegt großen Hemmnissen:
Wenngleich die Sanierungskosten für das bestehende konventionelle System hoch
sind, so ist das System etabliert, robust und funktioniert weitestgehend zuverlässig.
Bei einem ökonomischen und ökologischen Vergleich müssen sich neuartige Sanitär-
systeme den konventionellen Systemen stellen und zumindest den Nachweis einer
Gleichwertigkeit erbringen. Dies gestaltet sich insofern schwierig, da z.B. die Produk-
te für konventionelle Systeme am Markt etabliert sind und durch höhere Stückzahlen
günstigere Preise erzielen.
Neuartige Sanitärsysteme müssen in der Praxis nachweisen, dass die eingesetzten
Erfassungs-, Transport- und Reinigungstechnologien vergleichbare oder bessere
Leistungen erzielen können.
Wichtig bei der Benutzung der neuartigen Sanitärsysteme sind vor allem die Hygiene
und der Komfort. Der Nutzer darf keine Beeinträchtigungen spüren, da dies zu einer
Ablehnung führen kann.
Die konventionellen Erfassungssysteme wurden über einen sehr langen Zeitraum von meh-
reren Jahrzehnten immer weiterentwickelt und optimiert, so dass die Produkte auf einem
sehr hohen Niveau angeboten werden können.
2 Stand des Wissens
31
Neuartige Sanitärsysteme haben i.d.R. ökologische Vorteile. Der hohe Wasserverbrauch
besonders bei der Schwerkraftentwässerung sowie die geringe Nährstoffrückführung bei den
konventionellen Systemen wirken sich im Verfahrensvergleich für die konventionellen Sys-
teme nachteilig aus. U.a. durch die Verteuerung des Trinkwassers wird das Spülen der Toi-
lette mit großen Trinkwassermengen ein Auslaufmodell. Wie verschiedene Praxisbeispiele
(siehe Abschnitt 2.4.2.3) zeigen, findet die Verwendung von recyceltem Grauwasser zur
Spülung als Idee immer stärkere Verbreitung. Hinzu kommt die Nutzung von wassersparen-
den Technologien, wie beispielsweise der Vakuumtoilette (siehe Abschnitt 2.4.2.3). Dabei
handelt es sich um Armaturen, die zum Teil für konventionelle Sanitärsysteme auch benutzt
werden können und auch schon benutzt werden. U.a. durch deren Nutzung kommt es zu
Problemen in der Kanalisation. Aufgrund des geringeren Trinkwasserverbrauchs fehlt bei der
Ableitung Spülwasser, das für die hydraulische Auslegung der Abwasserkanäle kalkuliert
wurde. Die Folge sind Ablagerungen im Kanal, die zu Geruch und Korrosion führen.
Ein Nährstoffrecycling wurde in der Vergangenheit bei der konventionellen Abwasserbehand-
lung lediglich über die Klärschlammverbringung in die Landwirtschaft realisiert. Durch die
immer geringer werdenden Phosphorreserven und die dadurch steigenden Marktpreise fin-
den Phosphorrecyclingverfahren Eingang in die Abwasserbehandlung. Das Recycling des
Phosphors durch MAP-Fällung sowie aus der Klärschlammasche wurde erprobt und ist in
Einzelfällen bereits umgesetzt. Ein Stickstoffrecycling findet bei den konventionellen Verfah-
ren nicht statt.
Der Materialaufwand hinsichtlich der Erfassung der Teilströme innerhalb der Gebäude ist bei
NASS höher als für ein konventionelles Sanitärsystem, da die Teilströme separat erfasst und
abgeleitet werden. Eine am Anfallort vorhandene Reinigung von Teilströmen bei NASS ver-
ursacht geringere Kosten für die Leitungen außerhalb der Gebäude in Bezug auf Material-
verbrauch und Instandhaltung. Im konventionellen Sanitärsystem werden durch die Instand-
haltung des Kanalnetzes hohe Kosten verursacht. Bei NASS werden durch die
Teilstrombehandlung zwar mehrere Rohrleitungen benötigt, die Haltungslängen sind jedoch
wesentlich kürzer. Demgegenüber verursachen Behandlungsanlagen im kleineren Maßstab
einen höheren Materialaufwand. Nach den derzeitigen Erkenntnissen sind keine eindeutigen
Vorteile hinsichtlich der Instandhaltungskosten für NASS identifizierbar. I.d.R. werden de-
zentrale NASS einen größeren Platzbedarf als konventionelle zentrale Sanitärsysteme ha-
ben.
Es muss davon ausgegangen werden, dass die Wartung und der Betrieb einer Vielzahl de-
zentraler Behandlungseinheiten zu mehr Aufwand führt als ein zentrales Sanitärsystem. Be-
züglich des Kanalnetzes dürfte die Wartung beim zentralen Sanitärsystem jedoch höher sein.
Für NASS liegen bislang wenig betriebliche Erfahrungen vor, jedoch zeigt sich aufgrund der
größeren Flexibilität der Systeme eine bessere Anpassbarkeit, wie sie beispielsweise durch
den demografischen Wandel benötigt werden. NASS bieten u.a. aufgrund ihrer größeren
Flexibilität im Vergleich zu den konventionellen Sanitärsystemen die einfachere Möglichkeit
der Erzeugung und direkten Nutzung von Produkten wie Biogas, Dünger und gereinigtem
Abwasser.
2 Stand des Wissens
32
Eine exakte Abgrenzung zwischen konventionellen und neuartigen Sanitärsystemen ist
schwierig, da verschiedene Elemente in dem einen wie dem anderen System genutzt
werden. Im Wesentlichen geht es nicht um Technologien sondern um den Umgang mit den
Ressourcen und dem Gebot der Verringerung des Wasserverbrauchs bzw. der Wasserver-
schwendung. Eine Veränderung der bestehenden Wasser- und Abwasserinfrastrukturen
kann und wird nicht innerhalb weniger Jahre gelingen. Von entscheidendem Nutzen bei der
Umsetzung sind Demonstrationsprojekte, die zeigen, was mit einem veränderten Ansatz in
der zukünftigen Siedlungswasserwirtschaft möglich sein wird. Dadurch soll ein Umdenken
der Nutzer in Gang gesetzt werden. Dies wird einen längeren Zeitraum in Anspruch nehmen.
Es wäre paradox, bestehende Systeme, die funktionieren und gute Reinigungsleistungen
erzielen, von heute auf morgen auszutauschen. Dies widerspricht einem sinnvollen Einsatz
von Ressourcen und somit auch von Finanzen.
In Tabelle 9 erfolgt ein Systemvergleich hinsichtlich der wichtigsten Kriterien.
Tabelle 9: Vergleich konventionelles und neuartiges Sanitärsystem
Kriterien
konventionelles
Sanitärsystem*
neuartiges
Sanitärsystem**
Nährstoffrecycling
–
+
Wasserrecycling
–
+
Trinkwasserverbrauch
–
+
Materialaufwand
- Erfassung -
o
o
Materialaufwand
- Ableitung im Gebäude -
+
–
Materialaufwand
- Ableitung außerhalb d. Gebäudes-
–
+
Materialaufwand
- Behandlung -
+
–
Platzbedarf
+
–
Hygiene
o
o
Komfort
o
o
Wartung
+
–
Instandhaltung
o
o
Erfahrung
+
–
Anpassbarkeit
–
+
Gewässerschutz
–
+
Akzeptanz
+
-
Nachhaltigkeit
–
+
Produktion Wertstoffe
–
+
Legende: + = deutliche Vorteile bei diesem System, – = deutliche Nachteile bei diesem
System, o = kein deutlichen Vor- oder Nachteile gegenüber dem anderen System
* zentrale Behandlung, ** dezentrale Behandlung
2 Stand des Wissens
33
Die Ansatzpunkte sind andere. Sobald ein System aufgrund von Schäden, die einen Weiter-
betrieb ökonomisch und ökologisch nicht länger aufrechterhalten lassen, saniert werden
muss, muss die Frage gestellt werden, welche Lösung am nachhaltigste ist. Das heißt, sämt-
liche Rahmenbedingungen werden in die Betrachtungen einbezogen. Als Werkzeug ist der
ökonomische Vergleich hinsichtlich der Baukosten nicht ausreichend. Untersuchungen wie
die Lebens-Zyklus-Analyse (Life Cycle Analysis) sowie Lebens-Zyklus-Kosten-Analyse (Life
Cycle Costing) können diese Vergleiche ersetzen. Nachhaltig betrachtet wird der gesamte
Lebenszeitraum eines Produktes („from cradle to grave“ – „von der Wiege bis zur Bahre“).
Ein Vergleich der Systeme mit spezifischen Zahlen erscheint nur bei der Bewertung von ei-
nem Einzelprojekt sinnvoll, da für einen allgemeinen Vergleich die Schwankungsbreiten ein-
zelner Aspekte zu hoch sind. Durch die Vielzahl von Verfahren – vor allem bei NASS – wur-
de der Vergleich stark verallgemeinert.
NASS wurden in verschiedenen Projektberichten hinsichtlich der Umsetzung von Einzelpro-
jekten bewertet. In PETER-FRÖHLICH ET AL. (2007) wurde ein Kostenvergleich für unterschied-
liche Erschließungen einer Neubausiedlung in Berlin durchgeführt. In den Vergleich wurden
ein konventionelles und zwei neuartige Sanitärkonzepte einbezogen. Dabei zeigte der Ver-
gleich, dass neben den ökologischen auch ökonomische Vorteile bestehen können. Die je-
weiligen Randbedingungen spielen bei der Ermittlung von Kostenvor- und -nachteilen eine
wesentliche Rolle. Zugrunde gelegt wurden bei der Vergleichsrechnung vier unterschiedliche
Szenarien, die auch die Folgekosten maßgeblich beeinflussen (z.B. Betrieb und Einwohner-
werte). Mit steigende Anschlussgrößen zeigten sich Kostenvorteile für neuartige Sanitärsys-
teme. Dabei wurde deutlich, dass ein Sanitärkonzept mit den Vakuum–No-Mix–Toiletten hö-
here Kosten als das Sanitärkonzept mit den Schwerkraft–No-Mix–Toiletten verursachte.
/PETER-FRÖHLICH ET AL. (2007)/
Auch LINDNER (2008) zeigt bei seinen Untersuchungen eines Schwarzwasserkreislaufes,
dass das Wasser und Nährstoffrecycling von unsepariertem Toilettenabwasser in Verbin-
dung mit Grauwasserkonzepten seine Wirtschaftlichkeit gegenüber der End-of-pipe–
Technologie nachweisen kann.
Ein entscheidender Punkt ist die Akzeptanz. Neuartige Sanitärsysteme liegen derzeit hier
deutlich hinter den konventionellen Systemen zurück. Aus diesem Grund sind weiterhin mög-
lichst zahlreiche Pilotprojekte erforderlich, die eine eindeutige Eignung sowie Nutzbarkeit
zeigen und Vorbehalte abbauen helfen. Die Sensibilisierung der Nutzer zum ökologischeren
Umgang ist dabei ein wichtiger Faktor.
Für die Umstellung von der konventionellen zu neuartigen Sanitärsystemen in der sied-
lungswasserwirtschaftlichen Infrastruktur können Zwischenschritte hilfreich sein. Zum Bei-
spiel beschreiben HAMMES ET AL. (2000) dezentrale Verfahren der anaeroben Abwasserbe-
handlung mit Co-Substraten und betrachten die Stoffstromtrennung sowie ein System mit
konventioneller Abwasserableitung und zeigen die Möglichkeit einer schrittweisen Umstel-
lung von einem konventionellem auf ein neuartiges Sanitärsystem auf. Aktuelle Aspekte sind
in HORN ET. AL (2013) enthalten.
2 Stand des Wissens
34
2.3.2.4 Beschreibung betrachteter Stoffströme
Im folgenden Abschnitt werden die Basissubstrate Klärschlamm und Braunwasser darge-
stellt. Die Wahl fiel auf diese Substrate, da unter anaeroben Bedingungen aufgrund ihrer
Zusammensetzung (oTR, CSB etc.) ein hohes Potenzial zur Bildung von Biogas gegeben ist.
Klärschlamm
Primärschlamm
Als Primärschlamm werden Schlämme bezeichnet, die im Wesentlichen durch Sedimentati-
on in der ersten Reinigungsstufe (Vorklärung) entzogen werden. Abwasserinhaltsstoffe mit
höherer Dichte als Wasser werden sedimentiert. Durch die Verweilzeit in der Vorklärung
kann der Primärschlammanfall gesteuert werden.
In Kläranlagen werden durch diesen Prozess im Allgemeinen ca. 33 % an CSB und 65 %
des Trockenrückstandes dem Abwasser entzogen. Durch eine optimale Vorreinigung lässt
sich das Volumen der zweiten Reinigungsstufe gering halten. Dadurch werden Baukosten
gespart. Primärschlamm ist im Vergleich zum Sekundärschlamm wesentlich energiereicher
und wird in Kläranlagen mit nachgeschalteter Klärschlammvergärung in Biogas umgewan-
delt. Die biologische Abbaubarkeit wird von FRIEDRICH (2010) mit Werten von 65–75 % an-
gegeben. Weitere Kennwerte sind in Tabelle 10 und Tabelle 11 dargestellt.
Sekundärschlamm
Sekundärschlamm wird dem Abwasserreinigungsprozess im Nachklärbecken entzogen. Da-
bei handelt es sich um im Belebungsprozess durch Mikroorganismen in Bakterienmasse
umgewandelte Abwasserinhaltsstoffe. Diese werden im Nachklärbecken durch Sedimentati-
on abgesetzt. Der aus dem behandelten Abwasserstrom abgezogene Schlamm wird als
Überschussschlamm, der in die Belebung zurückgeführte Anteil als Rücklaufschlamm be-
zeichnet. Die Menge und Zusammensetzung des Sekundärschlammes hängt von der Art der
Abwasserreinigung ab. Durch die Bemessung der Vorklärung wird ebenfalls starker Einfluss
auf die Sekundärschlammproduktion ausgeübt /LESCHBER&LOLL (1996)/. Aufgrund des i.d.R.
biologischen Abbauprozesses in der Hauptstufe der Kläranlage ist der prozentuale Anteil der
organischen Substanz im Sekundärschlamm i.d.R. geringer als im Primärschlamm. Durch
das Durchlaufen dieser Reinigungsprozessstufe liegt Sekundärschlamm auch deutlich ho-
mogener vor. Die Entwässerbarkeit von Sekundärschlamm ist i.d.R. schlechter als beim Pri-
märschlamm /THOMÉ-KOZMIENSKY (1998)/. Kennwerte enthalten Tabelle 10 und Tabelle 11.
Tertiärschlamm
Abwasserinhaltsstoffe, die nicht oder nur unzureichend im Hauptreinigungsprozess entfernt
werden, können durch nachgeschaltete Verfahren entzogen werden. Dazu zählt im Wesent-
lichen die weitergehende Phosphorelimination. Diese entfernten Schlämme werden als Ter-
tiärschlamm bezeichnet. Dabei werden zur Abtrennung von Tertiärschlamm im Wesentlichen
die Fällung und die Flockung zur Bindung des Phosphors genutzt. Dieser kann u.a. durch
Sedimentation, Flotation oder Filtration abgetrennt werden. Die eingesetzten Flockungs- und
Fällmittel werden zum Bestandteil des Schlammes.
2 Stand des Wissens
35
Mischschlamm
Werden Primärschlamm, Sekundärschlamm und/oder Tertiärschlamm gemeinsam gelagert
oder behandelt spricht man von Mischschlamm. In Abhängigkeit von seiner prozentualen
Zusammensetzung verfügt dieser Mischschlamm über veränderte Eigenschaften, z.B. hin-
sichtlich der Abbaubarkeit und Entwässerbarkeit. Kennwerte sind in Tabelle 10 und Tabelle
11 dargestellt.
Ausgefaulter Schlamm
In Kläranlagen mit anaerober Schlammbehandlung werden Primär-, Sekundär- und/oder
Tertiärschlamm als Mischschlamm im Faulbehälter zu Biogas umgewandelt. Der aus diesem
Prozess abgezogene Schlamm wird als ausgefaulter Schlamm bezeichnet. Durch den anae-
roben Abbau verfügt der ausgefaulte Schlamm über geringere Anteile an organischem Tro-
ckenrückstand. Im Vergleich zum Primärschlamm ist ausgefaulter Schlamm schlecht ent-
wässerbar.
Zusammenfassung Klärschlamm
Tabelle 10 enthält eine Zusammenstellung von Schlammparametern aus der Literatur.
Tabelle 10: Schlammkennwerte verschiedener Klärschlammarten /THOMÉ-KOZMIENSKY (1998);
ATV-DVWK (2003)/
TR-Gehalt1
[%]
oTR1
[% d.TR]
pH-Wert1
[-]
Volumen2
[L/(E·d)]
Heizwert1
[MJ/kgTR]
Primärschlamm
2–5
60–75
5,0–7,0
1,0–1,4
18,8–21
Sekundärschlamm
1,0
55–80
6,0–7,0
4,3–6,7
14,5–18,4
Tertiärschlamm
–
–
–
2,0–7,6
–
Mischschlamm
0,7–4,0
60–90
–
5,7–7,7
–
ausgefaulter Schlamm
4,0–8,0
45–55
7,2–7,5
–
12,5–16,5
1 THOMÉ-KOZMIENSKY (1998)
2 ATV-DVWK (2003)
Die Zusammensetzung der Klärschlämme unterscheidet sich stark und ist abhängig vom
angeschlossenen Entwässerungsgebiet und dem dazugehörigen Kanalnetz nach Art und
Länge.
Tabelle 11: spez. Biogasproduktion von Primär-, Sekundär- und Mischschlamm in L/kg oTRzu
/KAPP (1984); LESCHBER&LOLL (1996); SCHMELZ (2000); DOCKHORN (2012)/
Schlammart
spezifische Biogasproduktion [L/kg oTRzu]
Quelle
KAPP
(1984)
LESCHBER&
LOLL (1996)
SCHMELZ
(2000)
DOCKHORN
(2012)
Primärschlamm
540–560
400–700
400–600
500–600
Sekundärschlamm
270–280
–
210–310
200–300
Mischschlamm
430–450
275–480
335–370
400–500
2 Stand des Wissens
36
In den Schlämmen sind Nutz- und Schadstoffe vorhanden, die für die energetische Verwer-
tung lediglich eine geringe Rolle spielen. Hierzu zählen Nährstoffe wie Phosphor, Schwefel
und Stickstoff sowie diverse Schwermetalle.
In Tabelle 11 sind die spezifischen Biogasproduktionen für unterschiedliche Schlämme aus
verschiedenen Literaturquellen dargestellt.
Primärschlämme zeigen die höchste spezifische Gasproduktion und damit einhergehend den
höchsten Heizwert. Primärschlämme lassen sich i.d.R. am besten entwässern und haben die
höchsten TR-Gehalte. Die Volumen der dargestellten Schlammarten schwanken stark und
sind abhängig von der Behandlungstechnologie sowie verschiedenen Anlagenparametern,
wie z.B. der Absetzdauer. Durch den Reinigungsprozess wird dem Abwasser Kohlenstoff
entzogen, der mit fortschreitender Behandlung auf der Kläranlage immer weniger im Abwas-
ser vorhanden ist. Dadurch sinken beispielsweise die spezifische Gasproduktion und der
Heizwert vom Primärschlamm zum Sekundärschlamm.
Braunwasser
Als Braunwasser wird das Gemisch aus Fäzes und Spülwasser bezeichnet, welches in
Trenntoiletten erfasst wird. Dabei wird der Urin separat abgeleitet.
Bild 12: Skizze (links) und Beispielfoto (rechts) einer No-Mix–Toilette
Die Spülwassermenge bestimmt den Verdünnungsgrad des Braunwassers. Diese hängt von
der Toilettenart ab. Es existieren verschiedene Systeme zur Erfassung von Braunwasser.
Trenntoiletten können als gespülte oder trockene Toiletten und als Hock- oder Sitztoiletten
unterschieden werden. Die Bezeichnung Trenntoilette ist teilweise irreführend, da Urin und
Fäzes auf unterschiedlichen Wegen den Körper verlassen, also nicht getrennt werden müs-
sen. Die Stoffströme werden separat erfasst. Aus diesem Grund sind die Bezeichnungen
Separationstoilette oder die englischsprachige Variante No-Mix–Toilette genauer und werden
im Weiteren verwendet.
Wassergespülte Schwerkraft–No-Mix–Toiletten brauchen pro Vollspülung 3–6 L Wasser. Bei
manchen No-Mix–Toiletten können für die Spülung des Urins geringere Wassermengen ein-
gestellt werden (Teilspülung: 0,1–3 L, siehe Tabelle 12). Die große oder kleine Spülwasser-
menge kann durch separate Spültasten gewählt werden. Vakuum–No-Mix–Toiletten, sind
2 Stand des Wissens
37
derzeit auf dem Markt nicht erhältlich und wurden bislang nur für das SCST-Projekt (siehe
Abschnitt 4.1.2) angefertigt. Sie benötigen je nach Voreinstellung 1–2 L Wasser pro Spülung.
Eine generelle Charakterisierung von Braunwasser ist aufgrund unterschiedlich hoher Spül-
wassermengen und daraus resultierender Schwankungen der einzelnen Parameter nur un-
zureichend. Die Braunwassermenge schwankt wie in Tabelle 12 angegeben zwischen 5,25
und 18,8 L/(E·d).
Tabelle 12: Toilettentyp und dazugehörige Spülmengen nach STARKL ET AL. (2005), verändert
Typ
Vollspülung
Teilspülung
Gesamt
SpW [L]
n [1/d]
SpW [L]
n [1/d]
[L/E·d]
Standard WC
7–10
1
4–8
4,25
40
BB Innovation
6
1
0,15–0,2
4,25
6,6
Gustavsberg
4
1
2
4,25
12,5
WostMan DS
(3) 5
1
0,1
4,25
5,5
Roediger No Mix
6
1
3
4,25
18,8
Roediger No Mix (Vakuum)*
1–2
1
1
4,25
5,25
SpW – Spülwasser, n Nutzungen pro Tag, * keine Teilspülung möglich
Einfluss auf die Zusammensetzung und Beschaffenheit des Braunwassers für die Behand-
lung haben neben der Spülwassermenge auch die Ernährungsgewohnheiten der Nutzer so-
wie die Art des Transports (Freigefälleleitung, Druck- oder Vakuumentwässerung etc.) zum
Ort der Behandlung. Neben der Menge des Spülwassers hat auch dessen Qualität (Trink-
wasser, Betriebswasser, Regenwasser etc.) einen Einfluss auf die Zusammensetzung.
In Tabelle 13 sind die Braunwasserqualitäten für die Spülwassermengen pro Einwohner und
Tag der beiden No-Mix–Toiletten mit den Parametern für Fäzes aus Abschnitt 2.1 berechnet.
Dabei wurde die Konzentration der dargestellten Parameter im Spülwasser vernachlässigt.
Tabelle 13: Konzentration verschiedener Parameter im Braunwasser aus einer Schwerkraft–No-
Mix– und einer Vakuum–No-Mix–Toilette /berechnet nach DWA (2008)/
TS
[mg/L]
oTS
[mg/L]
CSB
[mg/L]
pH-Wert
[-]
Volumen
[L/(E·d)]
Fäzes
38.000
35
60.000
7,0-7,51
0,14
Braunwasser
Vacuum-No-Mix-Toilette
968
891
1.527
6,3-7,32
5,5
Braunwasser
Schwerkraft-No-Mix-Toilette
280
258
442
-
19,0
1) BERGER&LORENZ-LADENER (2008)
2) eigene Messung Stahnsdorf
Im Braunwasser ist mit über 50 % der größte Teil der CSB-Fracht der Tagesmenge pro Per-
son wieder zu finden. Dagegen sind nur geringe Mengen an Nährstoffen enthalten. Die
Stickstoffkonzentration beträgt 1,5 mg/L. Für Phosphor wurden 0,5 mg/L gemessen /DWA
2 Stand des Wissens
38
(2008)/. Beim Phosphor ist bezogen auf die anderen Abwasserteilströme mit 25 % der größ-
te Anteil der Nährstoffe zu verzeichnen (siehe Abschnitt 2.1). Die Konzentrationen im
Braunwasser errechnen sich über die zugeführte Spülwassermenge und dessen Qualität.
Messungen aus der Literatur lagen nicht in ausreichender Zahl vor.
Partikulär gebundene Nährstoffe sind fast ausschließlich im Braunwasser enthalten, wohin-
gegen fast alle gelösten Nährstoffe im Gelbwasser zu finden sind.
Die pathogenen Mikroorganismen scheidet der menschliche Körper über die Fäzes aus, da-
mit findet man nahezu alle Fäkalindikatoren im Braunwasser. Weiterhin ist ein geringer Anteil
an Schwermetallen im Braunwasser vorhanden. /KROISS ET AL. (2006)/
Da für das Biogaspotenzial des Braunwassers keine Literaturangaben verfügbar waren, wird
die potenzielle Biogasproduktion theoretisch hergeleitet. Pro kg abgebauten CSB lassen sich
nach FRIEDRICH (2010) 350 L CH4 erzeugen. Mit der im Braunwasser enthaltenen Tages-
menge von 60 g CSB aus den Fäzes einer Person und unter der Voraussetzung eines Ab-
baus bei der anaeroben Behandlung von 80 % [CSB-Abbaugrad organischer Stoffe bei der
anaeroben Behandlung nach DOCKHORN (2006)], lassen sich 16,8 L CH4/(E·d) produzieren.
Bei einem Anteil von 60 % CH4 im Biogas [CH4-Gehalt in Schwarzwasser nach
SCHEER&URBAN (2010)] ergibt sich ein Biogaspotenzial von ca. 28 L/(E·d).
Exkurs: Behandlungsmöglichkeiten von Braunwasser
Im Wesentlichen stehen für eine Behandlung von vorbehandeltem, d.h. von der feststoffar-
men Phase getrenntem, feststoffreichen Braunwasser (aus Spültoiletten) nach DWA (2008)
aerobe und anaerobe Behandlungsmöglichkeiten zur Verfügung. Eine Vorbehandlung ist
nicht notwendig, wenn der Spülwasseranteil sehr gering ist.
Die Verbrennung, Trocknung und Kalkung spielen bei wassergespülten Toiletten i.d.R. keine
Rolle, da der Wasseranteil, trotz vorgeschalteter Abtrennung der feststoffarmen Phase, zu
hoch für eine sinnvolle Durchführung dieser Verfahren ist. Diese Verfahren kommen bei Tro-
ckentrenntoiletten zum Einsatz. Da in dieser Arbeit Braunwasser aus einer wassergespülten
Toilette untersucht wurde, wird im Folgenden auf diese Verfahren nicht eingegangen.
2 Stand des Wissens
39
Tabelle 14: Behandlungsmöglichkeiten der feststoffreichen Phase des Braunwassers
/DWA (2008), VERÄNDERT UND ERGÄNZT/
Einen detaillierten Vergleich der anaeroben (Vergärung) und aeroben (Kompostierung) Ver-
fahren zeigt Tabelle 15.
Zur Energiegewinnung eignen sich die anaeroben Verfahren (Vergärung). Die ökonomisch
minimale sinnvolle Anschlussgröße wird auf 100–500 Einwohner festgelegt. Grundlage hier-
für bildeten die überschläglichen Baukosten sowie der dem gegenüberstehende Energiege-
winn sowie den Möglichkeiten der Energieverwertung. Die bei dem aeroben Verfahren Kom-
postierung geringfügig erzeugte Energie, kann dem Prozess nur schwer entzogen werden,
da sie für diesen im Wesentlichen benötigt wird. Die Kompostierung hat einen höheren Flä-
chenbedarf als die Vergärung. Geruchsbelästigungen aus der Sammlung und Behandlung,
besonders im urbanen Bereich, müssen für die Kompostierung kritisch betrachtet werden.
Die höheren Kosten für die Biogasanlage stehen dem Gewinn durch die Produktion von Bio-
gas gegenüber. Bei der Kompostierung wird Dünger bzw. Bodenverbesserer erzeugt. Bei der
Vergärung werden die Nährstoffe nicht beeinflusst, so dass aus dem ausgefaulten Schlamm
ein Dünger/Bodenverbesserer erzeugt werden kann. Von MATA-ALVAREZ ET AL. (2000) wurde
in verschiedenen Life Cycle Assessments (LCA) Vorteile für die Vergärung gefunden.
Tabelle 15: Vergleich der Kompostierung (aerob) und Vergärung (anaerob) von Braunwasser
(und Schwarzwasser)
Kriterium
Vergärung
Kompostierung
Verfahrensaufwand
**
**
Energieeinsatz
**
*
Energiegewinn
**
–
Vorbehandlung erforderlich
–1)
**
Nachbehandlung erforderlich
**
–
Verfahrenstechnik für den Prozess
**
*
Zuschlagstoffe
–
**
2 Stand des Wissens
40
Geeignet für
- Einzelhäuser
–
**
- Siedlungen (ein bis zweistöckig; >100 - 500 E)2)
*
**
- Urbane Gebiete (mehrstöckig)
**
–
Keimreduzierung/ Hygienisierung
*3)
**
Platzbedarf
*
**
Kosten
-Investition
**
*
-Betrieb
*4)
–4)
maßstäbliche Verkleinerung/Vergrößerung mgl.
**
**
Legende: (* gut/ hoch, ** sehr gut /sehr hoch, – schlecht/ keine)
1) abhängig von der Erfassung des Braunwassers (TR),
2) ausreichend Platz für die Kompostverwertung vorausgesetzt,
3) bei thermophiler Vergärung 55 °C, 4) abhängig vom Maßstab
2.3.2.5 Vergleich von Klärschlamm und Braunwasser
Grundsätzlich ist ein Vergleich von Klärschlamm und Braunwasser schwierig, da die Sub-
strate aufgrund ihres Anfalls große Schwankungsbreiten hinsichtlich ihrer Untersuchungspa-
rameter aufweisen. Weiterhin sind für Braunwasser wenige aussagekräftige Daten verfügbar.
Der auf den Kläranlagen entstehende Klärschlamm besteht zum Teil aus Braunwasser, weil
es einen Abwasserteilstrom darstellt. Das Braunwasser ist neben den Ernährungsgewohn-
heiten der angeschlossenen Einwohner stark abhängig vom Spülwasseranteil. Im Allgemei-
nen lässt sich feststellen, dass Klärschlamm einen geringeren Anteil von Organik im Tro-
ckenrückstand hat, da in der Biologie auf dem Klärwerk bereits Kohlenstoff abgebaut wird.
Klärschlamm ist ein Teil (feststoffreich) des behandelten Abwassers, der für eine Faulung
noch ausreichend Organik mitbringt und stabilisiert werden kann und muss. Braunwasser
hingegen ist ein bislang nur erfasster und nicht behandelter Abwasserteilstrom. Spezifische
Inhaltsstoffe des Urins und Grauwassers sind nicht enthalten. So enthält Braunwasser nur
ca. 50 % des Gesamt-CSB des Abwassers /OTTERPOHL&OLDENBURG (2000)/.
Tabelle 16: Vergleich Klärschlamm und Braunwasser
Parameter
Einheit
Klärschlamm
Braunwasser
Trockenrückstand
[%]
0,7-4,0
0,3-1,0
Organischer Trockenrückstand
[%]
60-90
0,3-0,9
Volumen
[L/E∙d]
5,7-7,7
5,5-19
pH-Wert
[-]
5,0-7,0
6,3-7,3
Gegenüber den Klärschlämmen (ca. 75 % des TR) ist nahezu der gesamte Trockenrück-
stand des Braunwassers Organik (ca. 92 % des TR). Bei der Erfassung mit Vakuum-No-Mix-
Toiletten mit geringem Spülwasseranteil erreicht der TR maximal 1 % und liegt damit deutlich
unter dem TR-Gehalt des Klärschlammes (max. 4 %). /siehe Abschnitt 2.3.2.4/
2 Stand des Wissens
41
2.4 Co-Vergärung
2.4.1 Vorbemerkung
Als Co-Vergärung wird die Vergärung von Klärschlamm in Faulbehältern von Kläranlagen
oder die Vergärung von Basissubstrat (Gülle, vergärbare Pflanzen etc.) in landwirtschaftli-
chen Biogasanlagen gemeinsam mit organischen (biogenen) Abfälle oder Reststoffen aus
Haushalten, Gewerbe, Landwirtschaft, Industrie oder anderem kommunalen Ursprungs be-
zeichnet. Da diese Anlagen ein Basissubstrat zur Vergärung nutzen, bedeutet Co-Substrat,
dass dessen Anteil am Gesamtvolumen unter 50 % liegen sollte. In Kläranlagen kann die
Co-Vergärung bei freier Faulraumkapazität genutzt werden, um den Energiegewinn zu stei-
gern (siehe Kapitel 1). Bei NASS haben Co-Substrate auch die Funktion in einer anaeroben
Behandlung von Braun- oder Schwarzwasser, deren Feststoffgehalt zu erhöhen. Oftmals
kann dadurch eine anaerobe Behandlung erst ökonomisch sinnvoll bzw. überhaupt gewähr-
leisten werden.
Durch die Co-Vergärung können folgende Effekte erzielt werden:
Erhöhung des Biogasertrages und der Energieproduktion (Stromproduktion im
BHKW),
Stabilisierung des Co-Substrates,
optimale Ausnutzung der freien Faulraumkapazitäten,
Verbesserung des Kosten-Nutzen–Verhältnisses der Anlage,
teilweise Kreislaufwirtschaft (überschaubar und kontrollierbar),
Einsparung fossiler Brennstoffe,
Vermeidung klimarelevanter Emissionen,
(Zusätzliche Erlöse bei der Annahme von gebührenpflichtigen Reststoffen).
Das wirtschaftliche Betreiben der Anlage soll mit möglichst geringen Kosten für das Co-
Substrat (Einkauf, Transport, Vorbehandlung usw.), die Wartung (Betriebsstabilität) und den
Betrieb der Kläranlage (z.B. Rückbelastung, Zuschlagstoffe und Flockungshilfsmittel) einen
möglichst hoher Ertrag (Biogasproduktion) generieren.
Für die Co-Vergärung ist eine Reihe von Randbedingungen in Betracht zu ziehen. Geltende
gesetzliche Anforderungen (z.B. Erfüllen der Grenzwerte bezüglich Schad- und Nährstoffbe-
lastung) müssen eingehalten werden. Dazu zählen u.a. die seuchenhygienischen Aspekte.
Dabei ist von Interesse, wie die Verwertung des Gärrestes erfolgt („Acker“ oder „Ofen“).
Kläranlagen als Abwasserreinigungsanlagen haben vor allem die Aufgabe, das zugeleitete
Abwasser von Nähr- und Schmutzstoffen zu reinigen. Damit ist die Rückbelastung der Klär-
anlage, die durch das Co-Substrat hervorgerufen wird, zu betrachten. Die Co-Substrate
müssen gewisse Eigenschaften aufweisen (siehe Abschnitt 2.4.3). Sind diese bei den ange-
lieferten Stoffen (noch) nicht vorhanden, kann es unter Umständen nötig sein, eine Vorbe-
handlung zu installieren. Weiterhin können gewisse Anforderungen an die Beschickung ge-
stellt werden. Dabei ist zu klären, wie (permanent oder stoßweise) und wo die Co-Substrate
in den Faulbehälter eingeleitet werden müssen. In der Regel ist eine kontinuierliche Beschi-
ckung der Faulbehälter einer diskontinuierlichen Beschickung, wie bei der normalen Vergä-
2 Stand des Wissens
42
rung auch, nach Möglichkeit vorzuziehen. Die entstehenden organischen Belastungsstöße
können sonst zu Problemen im anaeroben Prozess führen. /BASERGA (2000)/
Vor allem lassen sich folgende negative Effekte im Zusammenhang mit der Co-Vergärung
verschiedener Substrate beobachten:
Schwimmdeckenbildung,
Schaumprobleme,
Hemmung der Faulgasproduktion durch hohe Säurebildung (vgl. Abschnitt 2.2.3.6).
Unter Umständen muss aufgrund der veränderten Eigenschaften des auszufaulenden Sub-
strates (Gemisch aus Klärschlamm und Co-Substrat) die Durchmischung an die neuen Ver-
hältnisse angepasst werden. Diese veränderten Eigenschaften können Auswirkungen auf die
Nachbehandlung (Entwässerung) haben. Die Beeinflussung der Prozessbiologie ist durch
die Co-Vergärung hinsichtlich der meist unterschiedlichen Eigenschaften (Basis- versus Co-
Substrat) möglich, sollte jedoch geringfügig sein (siehe Abschnitt 2.4.3). /BASERGA (2000)/
BOLZONELLA ET AL. (2006) beschreiben die Eignung der Co-Vergärung auf kommunalen
Kläranlagen mit unterschiedlichen festen und flüssigen organischen Siedlungsabfällen mit
Gassteigerungsraten bis zu 200 %. Kritisch wird dabei die Rückbelastung auf die Kläranlage
hinsichtlich des Nährstoffes Phosphor betrachtet und als Lösung eine nachgeschaltete
MAP-Fällung vorgeschlagen.
PAVAN ET AL. (2007) zeigen in einer ökonomischen Untersuchung der Co-Vergärung auf
Kläranlagen die positiven Effekte auf die Kostenbilanz der Abwasserreinigung. Eine ausge-
glichene Bilanz erscheint in diesen Betrachtungen ab einer Größe von 10.000 E möglich und
zeigt, dass entgegen der derzeitigen Praxis auch für diese „kleineren“ Anlagen eine Faulung
ökonomisch betrieben werden kann. Hierfür müssen jedoch immer die spezifischen Randbe-
dingungen geprüft werden.
Folgende positive technische Voraussetzungen spielen eine bedeutende Rolle:
Abwasseranfall und –qualität,
Anlagen- und Annahmetechnik,
spezifische Energiekosten,
Menge und Charakteristik der Co-Substrate,
Bedarf einer Vorbehandlung,
Kosten für Co-Substrate.
2.4.2 Stand der Co-Vergärung in Deutschland
2.4.2.1 Übersicht
WENDLER (2005) befragte Betreiber von 1.260 Kläranlagen mit Schlammvergärung. Das ent-
spricht knapp 13% der 9.994 Kläranlagen in Deutschland zu diesem Zeitpunkt /StBA (2009/.
Bei einer Rücklaufquote von 643 Fragebögen (knapp über 50 %) zeigte sich, dass in 131
Anlagen Co-Substrate mitbehandelt werden. Auf alle Anlagen hochgerechnet, sind das
11 %. 72 Fragebögen aus den Anlagen, die Co-Substrate behandeln, waren zur Auswertung
geeignet. /WENDLER (2005)/
2 Stand des Wissens
43
Knapp 63 % der Anlagen gaben das Co-Substrat diskontinuierlich zu. Dies kann bedeuten,
dass keine Vorspeicher vorhanden sind und das angelieferte Substrat direkt zugegeben bzw.
aus Vorspeichern nicht gleichmäßig beschickt wurde oder werden konnte. Eine kontinuierli-
che Zugabe war auf 21 % der Anlagen vorhanden. Über die Zugabestellen liegen keine In-
formationen vor. Die meisten Anlagen (43 %) vermischen das Co-Substrat vor der Beschi-
ckung mit dem Klärschlamm. Damit ist schon vor der Vergärung eine homogenere Struktur
des auszufaulenden Substrates gegeben. 34 % der Anlagen beschicken das Co-Substrat
ohne vorherige Vermischung direkt. Knapp 80 % der untersuchten Anlagen setzen Fett-
abscheiderinhalten ein oder haben diese zumindest als Co-Substrat getestet. Neben Bren-
nereischlempen (15 %) wurden ebenfalls Flotate (8 %) aus der Lebensmittelindustrie und
Schlachthöfen verwertet bzw. wurden diese getestet. Somit stellen Fettabscheiderinhalte das
meist angenommene Co-Substrat. Der Grund hierfür kann mit der guten Verfügbarkeit von
Fettabscheiderinhalten zusammenhängen. /WENDLER (2005)/
Eine Auswertung von innovativen Beispielprojekten über die energieoptimierte Abwasserbe-
handlung zeigt, dass bei 8 % dieser Projekte die Co-Vergärung als Energiequelle dient. Das
Energiepotenzial aus der Co-Vergärung wird mit 2,6 TWh Primärenergieerzeugung pro Jahr
für die theoretisch verfügbare Faulbehälterreservekapazität angegeben. Dies entspricht einer
Steigerung von ca. 70 % gegenüber dem derzeitigen Gewinn aus der Primärenergie erzeu-
gung aus Klärschlamm von 3,6 TWh/a. /DWA (2010B)/.
2.4.2.2 Co-Vergärung von Klärschlamm – Praxisbeispiele aus der Literatur
Kläranlage Schermbeck (17.000 E)
REIPA (2003) untersuchte die Mitbehandlung von Co-Substraten auf einer 17.000 E-Anlage
mit zwei 600 m³-Faulbehältern, die parallel betrieben wurden. Als Co-Substrate kamen Fett-
abscheiderinhalte sowie Flotatschlamm aus der Lebensmittelindustrie zum Einsatz, nachdem
Speiseabfälle aus Kantinen und Großküchen durch halbtechnische Vorversuche aufgrund
der umfangreichen Aufbereitung ausgeschlossen wurden. Diese wurden in der Fäkalannah-
mestation zwischengespeichert und homogenisiert. Der eingedickte Primär- und Über-
schussschlamm wurde mit den Co-Substraten vermischt. Dabei erfolgte beschaffenheitsbe-
dingt (geringer Feststoffgehalt etc.) ein Austausch der Co-Substrate über die Versuchsdauer.
Bei einem Mischungsverhältnis von Klärschlamm : Co-Substrat von 2 : 1 und einer verhält-
nismäßig hohen HRT von 32 d wurden höhere spezifische Gasproduktionsraten als bei der
Monovergärung mit Klärschlamm erreicht. Diese waren jedoch aufgrund von Messfehlern
nicht eindeutig auswertbar. Der Methangehalt im Faulgas war mit Fettabscheiderinhalten als
Co-Substrat bei 64,5 % um mehr als 1 % höher als ohne Co-Vergärung. Die oTR-
Raumbelastung war mit 1,02 kg/(m³·d) vergleichsweise niedrig.
Die Fettabscheiderrückstände (normal und aufkonzentriert) lagen mit dem TR-Gehalt bei
3 bis 52 %, die Flotatschlämme zwischen 6,5 % und 21 %. Beim Glühverlust schwankten die
Werte zwischen 88 % und 100 % vom TR (93–98 % vom TR, Flotatschlamm).
2 Stand des Wissens
44
Bild 13: Verfahrensschema der Kläranlage /REIPA (2003)/
Die Entwässerbarkeit der Schlämme nach der Co-Vergärung zeigte sich in den großtechni-
schen Versuchen schlechter als bei der Schlammmonovergärung.
Beim Einsatz von Frittierfett und mit Fetten versetzten Speiseabfällen wurde ein Aufschwim-
men dieser in der anaeroben Stufe beobachtet.
Kläranlage A (52.000 E)
KOLB&GILBERG (2009) berichten von einem Einsatz von Co-Substraten auf einer 52.000 E-
Anlage. Die Anlage ist mit zwei Faulbehältern von 1.500 m³ Volumen ausgestattet, die so-
wohl in Reihe als auch parallel geschaltet werden können.
Ausgelegt wurde die Anlage ursprünglich für eine HRT von 20–25 d und eine Raumbelas-
tung von 1,5–2,0 kg oTR/(m³·d). Bei der Klärschlammvergärung wurden spezifische Gaspro-
duktionen von mittleren 390 L/kg oTRzu erreicht. Aufgrund der Differenz zu den mittleren auf
Kläranlagen erreichbaren 500 L/kg oTRzu (siehe Tabelle 11) wurde nach einer Energiegro-
banalyse das Thema Co-Vergärung angegangen. Die Zugabe der Co-Substrate „mit hohem
Fettgehalten“ erfolgte im statischen Primärschlammeindicker. Durch die Annahme der Co-
Substrate, die aufgrund freier Faulraumkapazitäten (durch Bevölkerungsrückgang im Entsor-
gungsgebiet) möglich wurde, konnte die spezifische Gasproduktion von 390 L/kg oTR
(Mischschlamm) auf 460 L/kg oTR (Mischschlamm+Co-Substrat) gesteigert werden. Das
entspricht einer Steigerung von 18 %.
2 Stand des Wissens
45
Bild 14: Verfahrensschema der Kläranlage A /KOLB&GILBERG (2009)/
Erhöhte Rückbelastungskonzentrationen konnten bei dem gefahrenen Verhältnis Primär-
schlamm : Co-Substrat von 9 : 1 nicht beobachtet werden. Der Methangehalt im Faulgas
wurde um 2 % durch die Co-Vergärung erhöht. /KOLB&GILBERG (2009)/
Kläranlage Duisburg-Kaßlerfeld (450.000 E)
Auf einer Anlage des Ruhrverbandes in Duisburg-Kaßlerfeld mit einer Ausbaugröße von
450.000 E wurden Fettabscheiderinhalte mitbehandelt. /FELDE ET AL. (2005)/. Grund der ver-
fügbaren freien Faulraumkapazitäten waren neben der großzügigen Anlagendimensionie-
rung eine zurückgehende Bevölkerungszahl und Auswirkungen aus dem industri-
ell/gewerblichen Bereich infolge von Betriebschließungen und zunehmender
Abwasservorbehandlung. Genehmigte Co-Substrate sind Fettabscheiderinhalte sowie Kü-
chen- und Bioabfälle. Zu den drei Faulbehältern mit einem Faulraum von jeweils 8.720 m³
wurden die Co-Substrate im mittleren oTR-Verhältnis von 11 : 1 (Maximum ca. 7 : 1) zum
Klärschlamm zugegeben.
Bild 15: Fließbild Klärschlammvergärung KA Duisburg-Kaßlerfeld /VON FELDE ET AL. (2005)/
2 Stand des Wissens
46
Nach eigenen Analysen des Ruhrverbandes liegt das spezifische Gaspotenzial der Fett-
abscheiderinhalte zwischen 1.000–1.600 L Biogas/kg oTRzu. Zur Vorbehandlung wurden ein
Steinfangtopf und eine Störstoffzerkleinerung installiert (siehe Bild 15). Dabei stiegen die
spezifische Gasproduktion um maximal 60 % von 500–600 L/kg oTRzu auf Werte zwischen
700–800 L/kg oTRzu und der Abbaugrad von 50 % auf 60 %. Die Raumbelastung lag mit
0,85 kg oTR/(m³·d) deutlich unterhalb der Bemessungsgrenze von 4,5 kg oTR/(m³·d). Die
Steigerung der Methankonzentration durch die Co-Vergärung betrug durchschnittlich 5 %
(60–63 % 65–68 %). Die Co-Vergärung der Fettabscheiderinhalte führte zu höheren Rei-
nigungsintervallen der Tücher der Kammerfilterpressen. Ebenfalls wurde eine häufigere War-
tung der BHKW nötig und durch die Co-Vergärung genutzte Rohrleitungen mussten teilweise
außerplanmäßig gereinigt werden. Aussagen zur Rückbelastung wurden nicht gemacht. Der
entwässerte ausgefaulte Klärschlamm wird thermisch in einer Verbrennungsanlage entsorgt.
/FELDE ET AL. (2005)/
Kläranlage Grevesmühlen (40.000 E mit zentraler Schlammbehandlung 100.000 E)
Auf der Kläranlage Grevesmühlen der Größenklasse 4 mit einer Abwasserreinigungsleistung
von 1.200.000 m³/a werden eine Stadt mit ca. 11.000 Einwohnern und deren umliegende
Gemeinden entsorgt. Des Weiteren wurden im Untersuchungszeitraum Überschussschläm-
me aus 3 umliegenden Kläranlagen mitverarbeitet. Die hier dargestellten Werte sind teilwei-
se einer Studienarbeit von KERKHOFF (2011) entnommen sowie neu ausgewertet worden.
Die Faulung besteht aus 2 Vorlagebehältern und einem Sammelbehälter der Annahmestati-
on für die Co-Substrate. Die Vorlagebehälter dienen zum Ausgleich von Lastspitzen. Für die
Faulung stehen zwei Faulbehälter mit jeweils 1.000 m³ Faulraum zur Verfügung. Das erzeug-
te Biogas wird in einem BHKW (ab 2008) mit 350 kWHel in thermische und elektrische Ener-
gie umgewandelt. Mit der elektrischen Energie wird auf der Kläranlage genutzt. Die thermi-
sche Energie werden die Faulbehälter, der Fettstapelbehälter sowie das Betriebsgebäude
beheizt. Die Entwässerung des ausgefaulten Schlammes erfolgt durch Dekanterzentrifugen.
Als Co-Substrate wurden im Untersuchungszeitraum von 2007 bis 2009 zwischen 9.000 und
11.000 m³ pro Jahr angenommen. Zusätzlich wurden 17.000–21.000 m³/a Primär- und Über-
schussschlamm aus anderen Kläranlagen mitbehandelt. Als Co-Substrate im eigentlichen
Sinne wurden Flotat- und Fettschlämme sowie Abfälle aus der Milchindustrie angenommen.
Die Trockensubstanzgehalte schwankten zwischen 0,8–2,7 % und erreichten Organikgehalte
von 74–93 %. Die Verweilzeit in der Faulung betrug im Untersuchungszeitraum ca. 17 d. Die
Raumbelastung lag im Wesentlichen zwischen 2–3 kg oTR/(m³·d) und damit unterhalb der
von MUNLV (2001) publizierten Grenzwertes für Anlagen von 50.000–100.000 E von 3 kg
oTR/(m³·d). Lediglich betriebsbedingt waren geringfügige Überschreitungen von kurzer Dau-
er zu beobachten, die keinen störenden Einfluss auf den Anlagenbetrieb hatten. Die spezifi-
sche Biogasproduktion liegt bei 650 L/kg oTRzu. Durch die Co-Vergärung konnte der Bezug
von Elektrizität aus dem öffentlichen Netz deutlich reduziert werden, dass dieser nur noch für
Reinigungsspitzen notwendig ist.
2 Stand des Wissens
47
Zusammenfassung Erfahrung Co-Vergärung auf Kläranlagen
In Tabelle 17 sind die wichtigsten Betriebsdaten aus der Literaturrecherche dargestellt.
Die signifikante Steigerung der Biogasproduktion von bis zu 60 % konnte in den dargestell-
ten Beispielen nachgewiesen werden. In Abhängigkeit vom Co-Substrat wurden unterschied-
lich hohe spezifische Gasausbeuten zwischen 460 und 800 L/kg oTRzu erreicht. Ebenfalls
war eine Steigerung des Methangehaltes im Biogas von bis zu 5 % zu verzeichnen.
FERNÁNDEZ ET AL. (2005) stellten eine ähnliche Erhöhung des CH4-Gehaltes bei Co-
Vergärungstests mit tierischen Fetten fest.
Tabelle 17: Betriebsparameter der Kläranlagen mit Co-Vergärung aus dem Literaturvergleich
Parameter
Einheit
KA Schermbeck
KA A
KA
Grevesmühlen
KA Duisburg-
Kaßlerfeld
Ausbau
E
17.000
52.000
100.000
450.000
oTR-Verh.
KS:Co-S
2:1
9:1
k.A.
11:1 (max. 7:1)
eingesetztes
Co-Substrat
Fettabscheiderinh.,
Flotatschlämme
Co-S mit hohen
Fettgehalten
Flotatschlämme
Fettschlämme
Fettabscheide-
rinh.
Spez. BGP
L/kg oTRzu
k.A.
460
650
700-800
oTR-RB
kg oTR/m³*d
1,02
≤ 1
2-3
≤ 0,85
CH4-Gehalt
%
64,5 (+1 %)
k.A. (+2%)
65 (k.A.)
65-68 (+5%)
Faulzeit
d
32
41
17
k.A.
Die angenommen Co-Substrate zeigen hinsichtlich ihrer Zusammensetzung große Unter-
schiede. Die Annahme von Co-Substraten hat Auswirkungen auf die Schlammnachbehand-
lung. Hier ist eine Kostenerhöhung hinsichtlich der Reinigungsintervalle bzw. der Kosten für
Flockungshilfsmittel zu erwarten. Weiterhin kann es zu schlechteren Entwässerungseigen-
schaften kommen. Spezifische Werte wurden nicht berichtet. Die untersuchten Mischungs-
verhältnisse Klärschlamm zu Co-Substrat schwanken von 2 : 1 bis 11 : 1. Die vorgefundenen
oTR-Raumbelastungen lagen unterhalb des für Kläranlagen von MUNLV (2001) angegebe-
nen Bereiches (vgl. Tabelle 3). Die Verweilzeiten waren mit 20–41 d z.T. deutlich über dem
für Kläranlagen üblichen Bereich von 18 d. Nur die Kläranlage Grevesmühlen lag mit 17 d
knapp darunter. Aufgrund der unterschiedlichen Eigenschaften der Co-Substrate (siehe Ab-
schnitt 2.4.3) sowie der unterschiedlichen Anlagentechnik auf den Klärwerken ist ein Probe-
betrieb zwingend erforderlich um spezifische Erkenntnisse zum Zusammenspiel von Co-
Substrat und Kläranlage zu gewinnen. Hinsichtlich des Bezuges sollten Co-Substrate ver-
traglich gesichert werden. KOLB&GILBERG (2009) schlagen einen vertraglich fixierten Be-
zugszeitraum von nicht weniger als 5 Jahren vor.
2 Stand des Wissens
48
2.4.2.3 Neuartige Sanitärsysteme – ausgewählte Projektbeispiele mit Anaerobbe-
handlung
Lübeck–Flintenbreite
Die Siedlung Lübeck-Flintenbreite gilt als der Vorreiter von Neubaugebieten mit dezentraler
Abwasserbehandlung mit Einsatz von NASS. Ziel ist die Einsparung von Trinkwasser sowie
ein Energie-, Wasser- und Nährstoffrecycling aus dem Abwasser. Auf einer Fläche von
5,4 ha entstand am Ende der 1990er Jahre dieses Modellprojekt. Ursprünglich für
300–350 Einwohner in 45 Reihen-, 12 Doppelhäusern sowie in 56 Etagenwohnungen ge-
plant /OLDENBURG (2004)/, war aufgrund veränderter Randbedingungen (Insolvenz eines
Bauträgers und Nachfrageverschiebung) eine Änderung des Bebauungsplan notwendig, so
dass der Endausbauzustand nun 300 Einwohner umfassen soll.
Das abwassertechnische Konzept umfasst die getrennte Erfassung, Ableitung und Behand-
lung von Schwarz-, Grau- und Regenwasser und wird als Schwarzwasser 2-Stoffstrom–
System bezeichnet. Das in Vakuumtoiletten erfasste Schwarzwasser (zwischen 0,7 L und
1,2 L Spülwasser) wird über Vakuumleitungen einer Biogasanlage zugeleitet
/OLDENBURG ET AL. 2008/. Diese befindet sich in einem zentralen Betriebsgebäude, das auch
als Gemeinschaftsgebäude genutzt wird. Die in den Haushalten gesammelten Küchenbioab-
fällen werden in der Biogasanlage mesophil mitbehandelt. Das entstehende Biogas wird in
einem BHKW in Wärme und Strom umgewandelt und in der Siedlung genutzt. Der An-
schlussgrad bzw. die Auslegungsgröße der Biogasanlage beträgt 280 Einwohner.
Bild 16: Wasser- und Abwasserkonzept ökologische Wohnsiedlung Lübeck-Flintenbreite
/OTTERWASSER (2002)/
Die Vorbehandlung der Bioabfälle kann auf unterschiedliche Arten erfolgen. Zum einen sind
in den Küchen Küchenabfallzerkleinerer vorhanden. Von hier werden die Bioabfälle in der
Schwarzwasservakuumleitung zur Biogasanlage transportiert. Dabei erfolgt eine Verdün-
nung, da zusätzliches Trinkwasser gebraucht wird. Zum anderen kann die Sammlung in Bio-
tonnen erfolgen, deren Inhalte im Betriebsgebäude gesammelt und dort zentral zerkleinert
2 Stand des Wissens
49
und dann der Biogasanlage zugegeben werden. Der ausgefaulte Schlamm soll als Dün-
ger/Bodenverbesserer in der Landwirtschaft eingesetzt werden. Pro Einwohner und Tag fal-
len ca. 6 L Schwarzwasser (konventionell 37,5 L/(E·d), siehe Abschnitt 2.1) an. Die TS-
Konzentration beträgt 6,5 %. Unter anderem durch den Einsatz der Vakuumtoiletten liegt der
Trinkwasserverbrauch bei 66 L/(E·d) und damit im Gegensatz zu Gebieten, die hinsichtlich
der Wasserarmaturen im Haushalt konventionell ausgestattet sind, bei ungefähr der Hälfte.
Aufgrund der Verzögerung bei der Bebauung waren für einen auswertbaren Betrieb der Bio-
gasanlage bislang nicht ausreichend Einwohner angeschlossen, so dass mit Angaben zum
Abbaugrad, zur spezifischen Biogasproduktion usw. erst zukünftig gerechnet werden kann.
Bei Laborversuchen mit dem Schwarzwasser wurden 8,4 L CH4/(E·d) (entspricht ca.
13 L Biogas/(E·d) bei einem Methangehalt von 65 %) produziert. Durch die Zugabe von Kü-
chenbioabfällen konnte dieses Ergebnis auf 25 L CH4/(E·d) (ca. 38,5 L Biogas/(E·d)) auf das
Dreifache gesteigert werden. Zur Grauwasserreinigung (Anfall 60 L/(E·d), konventionell
75 L/(E·d), siehe Abschnitt 2.1) steht eine Pflanzenkläranlage zur Verfügung
/OLDENBURG ET AL. 2008)/.
Weitere detaillierte Angaben zum Gesamtkonzept enthält SPIES-WALLBAUM (2002).
Dezentrales Urbanes Infrastruktursystem (DEUS21) in Knittlingen
Das DEUS21-Projekt in Knittlingen in der Nähe von Karlsruhe ist ein Neubaugebiet, das mit
Einzel-, Doppel- und Reihenhäusern für 300 E geplant wurde. Der Baubeginn war im Jahr
2004. Im Jahr 2006 begann man mit der Erprobung eines neuartigen Wasser- und Abwas-
serkonzeptes. Ziel ist das Nährstoff- und Wasserrecycling sowie die Energierückgewinnung
aus dem Abwasser. Zum Projektende im Jahr 2010 waren 175 Einwohner in 60 Häusern
angeschlossen. Für die Bewohner sollen sich die eingesetzten Verfahren zur Abwasserbe-
handlung in einer Kosteneinsparung gegenüber dem konventionellen System niederschla-
gen. In Knittlingen wird Schwarz- und Grauwasser gemeinsam abgeleitet. Dafür stehen au-
ßerhalb der Gebäude Übergabeschächte an eine Vakuumentwässerung zur Verfügung. Da
das Abwasserkonzept nicht Bestandteil des Bebauungsplanes ist, ist jedem Grundstücksei-
gentümer freigestellt, ob die Erfassung mit Schwerkraft- oder Vakuumtoiletten erfolgt. Die
Küchenbioabfälle können über einen Küchenabfallzerkleinerer und ebenfalls über die Ab-
wasserleitung der Abwasserbehandlung zugeführt werden /TRÖSCH (2006)/. Durch die Kos-
ten für die Vakuumentwässerung bis zum Übergabeschacht haben nur 20 % der Bewohner
eine Vakuumtoilette und 25 % einen Küchenabfallzerkleinerer gewählt /MOHR (2012)/.
Die Behandlung des Abwassers erfolgt in einem zentralen Betriebsgebäude, dem „Wasser-
haus“. Für die Reinigung steht eine anaerobe Membrananlage zur Verfügung. Dabei wird der
Kohlenstoff im Abwasser weitestgehend in CH4 und CO2 umgesetzt. Ein weiterer Vorteil ist
der geringere Schlammanfall (16 % des Überschussschlammes im Belebungsverfahren
/MOHR (2012)/) im Vergleich zur aeroben biologischen Abwasserbehandlung.
Die Feststoffe aus dem Abwasser werden in einem Absetzbehälter abgetrennt und in einer
Hochlastfaulung bei 37 °C vergoren. Dabei entstehen ca. 70 % der Gesamtgasausbeute. Der
Überlauf (ca. 99 % des Zulaufes) wird anaerob ohne Zusatzheizung im psychrophilen Tem-
2 Stand des Wissens
50
peraturbereich behandelt. Hier werden die restlichen ca. 30 % des Biogases produziert. Die
Biogasanlage liefert 40–60 L Biogas/(E·d) und liegt damit gegenüber der konventionellen
Vergärung auf Kläranlagen bei mehr als dem Dreifachen, was zum großen Teil auf die mit-
behandelten Küchenbioabfälle zurückgeführt werden muss.
Bild 17: Dezentrales Abwasserkonzept DEUS21 – Knittlingen /TRÖSCH&HIESSL (2008)/
Die Nutzung des Biogases erfolgt nur thermisch, da für diesen kleinen Maßstab keine Aufbe-
reitungstechnik verfügbar war. /FRAUNHOFER IGB (2010)/
Das aus der anaeroben Membranbehandlung abfließende organisch gereinigte Abwasser
hat verhältnismäßig hohe Konzentrationen an Phosphat und Stickstoff. Das Phosphat kann
durch Magnesiumsalzzugabe als Magnesiumammoniumphosphat (MAP) ausgefällt werden.
Ammonium wird über einen Zeolith-Ionenaustauscher zurückgehalten. Nach vollständiger
Beladung muss dieser mit NaCl regeneriert werden. Am Ende der Verfahrenskette kann aus
der Regenerationslösung (NH4)2SO4 (Ammoniumsulfat) als landwirtschaftlicher Dünger ge-
wonnen werden /TRÖSCH (2006)/. Das gereinigte Abwasser wird in Badewasserqualität über
einen Regenwasserkanal einem Bachlauf zugeleitet. Die Eliminationsraten liegen für CSB
bei 85 %, für Stickstoff bei 95 % und für Phosphor bei 90 % im vergleichbaren Bereich wie
bei der konventionellen Abwasserbehandlung.
Das im Gebiet anfallende Regenwasser von Dächern und Straßen wird genutzt. Die Spei-
cherung nach Vorfilterung erfolgt in unterirdischen Zisternen. Nach der Reinigungskette Filt-
ration, Ozonbehandlung, Aktivkohlefilter und Ultrafiltration kann das gereinigte Wasser dann
über ein zweites Wassernetz als Pflegewasser zum Duschen, Wäschewaschen, für die Toi-
lettenspülung und das Bewässern des Gartens genutzt werden. /FRAUNHOFER IGB (2010)/
Die Ergebnisse zeigen, dass eine Umsetzung mit positiver Energiebilanz bei der Abwasser-
reinigung in Größenordnungen ab 5.000 E beim Vorliegen geeigneter Randbedingungen
möglich sein könnte /MOHR (2012)/.
2 Stand des Wissens
51
Ausführliche Projektergebnisse sind in HIESSL&HILLENBRAND (2010) dargestellt.
Hamburg Water Cycle am Beispiel Siedlung Jenfeld (Planung)
Als eine der ersten Planungen eines neuartigen Sanitärsystems in einem urbanen Bereich
sei an dieser Stelle die teilweise begonnene Errichtung eines Wohngebietes auf einem ehe-
maligen Kasernenstandort im Stadtteil Hamburg Jenfeld erwähnt. Dabei kommt der vom ört-
lichen Entsorger Hamburger Wasser entwickelte Hamburg Water Cycle zum Einsatz.
Bild 18: Schnittdarstellung Hamburg Water Cycle in Jenfeld /AUGUSTIN&SCHONLAU (2008)/
Dabei werden die “Infrastrukturbereiche Wasser und Energie als ineinander greifende und
sich ergänzende Aufgabenfelder“ betrachtet /GÜNNER&AUSGUSTIN (2012)/. Das entwickelte
Konzept ist für den Einsatz in urbanen Regionen gedacht und nimmt Rücksicht auf die dorti-
gen Randbedingungen (z.B. Platzbedarf). Von großer Bedeutung ist der ressourcenorientier-
te Ansatz beim Umgang mit dem Abwasser. Zentrale Ziele des Projektes sind die möglichst
energieneutrale Bewirtschaftung der Abwassersysteme und die Wiederverwendung der
Nährstoffe aus dem Abwasser. Dabei ist die stoffstromorientierte Abwasserbehandlung die
Basis dieses Projektes.
Auf ca. 35 Hektar Fläche entstehen im Hamburger Bezirk Wandsbek in den Jahren 2010 bis
2013 rund 700 Wohnungen in Einzel-, Doppel- und Reihenhäusern sowie in mehrstöckigen
Gebäuden /AUGUSTIN&SCHONLAU (2008)/. Zurzeit sind diese Planungen insoweit korrigiert,
dass mit der Fertigstellung der ersten Abschnitte für das Jahr 2014 gerechnet wird. Wie im
Projekt Lübeck-Flintenbreite soll das Schwarzwasser in den Haushalten in Vakuumtoiletten
mit einem geringen Spülwasseranteil von weniger als einem Liter pro Spülung erfasst wer-
den. Damit soll der tägliche Trinkwassergebrauch personenbezogen um 20–30 % sinken.
Über einen Vakuumkanal wird das Schwarzwasser zu einer Biogasanlage transportiert. Bei
der Vergärung des Schwarzwassers ist ebenfalls die Mitbehandlung von Co-Substraten ge-
plant. In einer späteren Ausbaustufe soll auch das Recycling von Nährstoffen aus dem aus-
gefaulten Schwarzwasser realisiert werden. Die Grauwasserbehandlung erfolgt durch Vor-
klärung, aerobe Behandlung im Biofilmverfahren, Phosphor-Elimination und Nachklärung.
Bezüglich des Regenwassers ist das Projektgebiet vom Kanalnetz abgekoppelt. Zum Schutz
des Einleitgewässers werden ein Regenwasserteich zur Speicherung sowie eine Drossel im
Ablauf realisiert. Durch oberflächliche Gerinne, die das Wasser dem Teich zuleiten, erfolgt
2 Stand des Wissens
52
eine Aufwertung der Wohnqualität. Mikroklimatische Effekte aus der Kühlung durch Verduns-
tung werden erwartet. /SCHONLAU ET AL. (2008)/
Zusammenfassung Erfahrung in neuartigen Sanitärsystemen mit der Vergärung
Anhand der Literaturrecherche – mit dem Fokus auf NASS – wurden einige Projektbeispiele
gefunden, in denen verschiedene Bausteine untersucht, erprobt und optimiert wurden. Pro-
jekte, bei denen das gesamte häusliche Abwasser im Sinne der NASS behandelt wird, sind
dabei kaum vertreten. Dabei werden die Grauwasserbehandlung, welche zum Stand der
Technik gehört und die Behandlung von Gelb-, Braun- oder Schwarzwasser umgesetzt. Um
Schwarzwasser anaerob behandeln zu können, werden für die Erfassung i.d.R. Vakuumtoi-
letten installiert. Der Biogasgewinn aus dem Schwarzwasser wurde von WENDLAND (2008)
mit 8,4 L CH4/(E·d) bzw. 13 L Biogas/(E·d) bei 65 % CH4 im Biogas berechnet. Hierbei han-
delte es sich um Laborversuche. Bei Zuhilfenahme von Küchenbioabfällen ist die Gaspro-
duktion auf 25 L CH4/(E·d), entsprechend 38,5 L Biogas/(E·d) zu steigern. Bei der anaeroben
Behandlung des gesamten Abwassers inklusive der Bioabfälle wurden im Maximum
60 L Biogas/(E·d) erreicht. Dieser Wert liegt im Vergleich zur konventionellen Biogaserzeu-
gung aus dem Klärschlamm (20 L/(E·d) /HABERKERN (2007)/) bei der dreifachen Menge. Die
Nutzung der Vakuumtoiletten wird mit der höheren Feststoffkonzentration im Teilstrom, wel-
cher für die Anaerobbehandlung benötigt wird, begründet. Ebenfalls kamen zur Erhöhung
der Feststoffkonzentration die Fest-Flüssig–Trennung sowie die Hinzunahme von Küchenbi-
oabfällen als Co-Substrat zum Einsatz.
2.4.3 Co-Substrate bei der Vergärung auf Kläranlagen
2.4.3.1 Allgemeine Beschaffenheit und Herkunft
Als Co-Substrate in Faulbehältern von Kläranlagen kommen organische Abfälle zum Einsatz,
die zum Zwecke der Stabilisierung und Biogaserzeugung mitbehandelt werden. Dabei wer-
den freie Faulraumkapazitäten für die Co-Vergärung immer besser genutzt.
Diese Co-Substrate fallen grundsätzlich überall dort an, wo organisches Material erzeugt,
verarbeitet oder entsorgt wird. Für die Mitbehandlung ist es von großer Bedeutung, dass die
zugeführten Co-Substrate für einen störungsfreien und wartungsarmen Betrieb der Faulbe-
hälter folgende Eigenschaften besitzen /BISCHOFSBERGER ET AL. (2005), VERÄNDERT/:
vergärbar und zerkleinerbar,
in den Rohschlamm einmischbar,
pumpbar,
(weitgehend) stör- und schadstofffrei,
hoher potenzieller Gasertrag,
(nahezu) gleiche Abbaugeschwindigkeit,
geringe Rückbelastung hinsichtlich Nährstoffen und Schadstoffen.
2 Stand des Wissens
53
LEIBLE ET AL. (2003) zeigen die Herkunft und Art biogener Reststoffe. Die wichtigsten Co-
Substrate für die Mitvergärung auf Kläranlagen sind in
Bild 19 schwarz gestrichelt markiert.
Bild 19: Herkunft und Art biogener Reststoffe und Abfälle /LEIBLE ET AL. (2003), VERÄNDERT/
Eine Zusammenstellung wichtiger Eigenschaften von Co-Substraten enthält Tabelle 18.
Die dargestellten Stoffdaten zeigen zum Teil große Schwankungsbreiten bei den einzelnen
Parametern der verschiedenen Substrate. Bis auf wenige Ausnahmen handelt es sich um
Stoffgemische, deren Qualität produktionsbedingt stark von ihrer Zusammensetzung abhän-
gig ist. Es zeigt sich, dass die Beurteilung der Eignung eines Co-Substrates im Einzelfall
durch mehrere Messungen abgesichert werden sollte.
Fettabscheiderinhalte
2 Stand des Wissens
54
Tabelle 18: Wichtige Parameter für Co-Substrate /DWA (2009), VERÄNDERT/
Co-Substrat
TS
[%]
oTS
[% TS]
Ngesamt
[% TS]
C/N-
Verh.
[–]
Kohlenstoff-
gehalt
[% TS]
Methan-
ausbeute
[NL/kg oTSzu]
Ölsaatenrückstände
92
97
1,4
41
57,5
450–550
Bioabfall*
40–75
50–70
1,6
25–80
ca. 40
200–400
Grünschnitt
11,7
87–93
3,8
12–27
–
300–400
Silage (Gras)
26–82
67–98
5,2
–
–
250–300
Mähgut (Segge)
22–37
93–96
2,5
23
–
250–400
Fettabscheiderrückstände
2–70
69–99
0,1–3,6
–
–
600–700
Speiseabfälle
9–37
74–98
0,6–5,0
15-21
0,04–1,8
400–500
Flotatschlamm (Schlachthof)
5–24
83–98
6
600–800
Marktabfälle
5–20
76–90
4
15
300–400
Biertreber
15–21
66–95
4,5
9,5
43
300–350
Rindergülle
6–11
68–85
4,6
10
46
150–200
Schweinegülle
2,5–9,7
60–85
12
7,5
45
250–300
* WITTMAIER (2003) gibt spezifische Methanproduktionen für Bioabfälle aus der Haustonne von 180 bis
600 L Methan/kg oTRzu an. Bei diesen Messungen schwankten der Trockenrückstand jedoch von 40 - 75 %
und der organische Anteil (Glühverlust) der Proben auch von 30 - 70 % des Trockenrückstandes.
Eine Beschädigung der Faulbehälter und deren Peripherie (Durchmischungsaggregate,
Messgeräte etc.) muss ausgeschlossen werden, da hierdurch die positiven Effekte der zu-
sätzlichen Energiegewinnung vernichtet bzw. ins Negative umgekehrt werden könnten.
Untersuchungen mit Modell–Co-Substraten ergaben die höchsten Abbaugrade in der Vergä-
rung von zubereiteten (gekochten) häuslichen Bioabfällen ohne Grünschnitt mit ca. 80 % der
Organik. Unbehandelte Grünabfälle mit geringem Ligninanteil hingegen erreichten Abbau-
grade von 20–25 % /AKUNNA ET AL. (2007)/. Durch einen höheren Anteil von Grünschnitt im
Faulbehälter wurde ein positiver Effekt auf die pH-Pufferkapazität (siehe Abschnitt 2.2.3.2)
nachgewiesen. Damit wird ein stabilerer Anlagenbetrieb erreicht.
2.4.3.2 Küchenbioabfälle
Bei Küchenbioabfällen handelt es sich um alle in der Haushaltsküche anfallenden organi-
schen Stoffe, die in Abfalleimern oder über Küchenabfallzerkleinerer entsorgt werden. Für
viele Haushalte steht für die getrennte Sammlung dieser Abfälle die Biotonne zur Verfügung.
Die Abholung erfolgt i.d.R. durch den regionalen Abfallentsorger. Die Abfuhrintervalle
schwanken meist zwischen ein und zwei Wochen. In vielen Regionen werden die Abfuhrin-
tervalle in der wärmeren Jahreszeit zur Vermeidung einer Geruchsbelästigung verkürzt. Auf-
grund des hohen Anteils an organischer Substanz werden diese Abfälle immer mehr in Bio-
gasanlagen behandelt. Die Kompostierung der Frischsubstanz ist rückläufig, wird aber zur
Nachbehandlung der vergorenen Bioabfälle nachgeschaltet.
2 Stand des Wissens
55
Die Eignung der (Küchen-)Bioabfälle für die Braunwasservergärung ist auch insofern gege-
ben, als das durch den kohlenstoffreichen Bioabfall das für die Vergärung ungünstige C/N-
Verhältnis positiv beeinflusst wird /WENDLAND (2008); HERBST (2008)/.
KEGEBEIN (2006) ordnet die Küchenbioabfälle nach ihrer Entstehungsursache in:
Zubereitungsreste – Lebensmittel die bei der Zubereitung entfernt und nicht verzehrt
werden, wie Schalen, äußere Salatblätter, Knochen, Fett vom Fleisch, Strünke etc.;
Speisereste – zu viel zubereitete Lebensmittel, die auf dem Teller bzw. im Küchenge-
schirr zurückbleiben und entsorgt werden. Einfluss auf die Menge: Haushaltsgröße,
Haushaltseinkommen sowie der Preis und die Qualität der Lebensmittel;
technische Reste – in Verpackungen sowie auf den Küchenarbeitsmitteln zurückblei-
be Reste die beim Reinigen ins Abwasser entsorgt werden; nicht im Bioabfall;
sonstige Reste – verdorbene oder falsch zubereitete Lebensmittel; in Abhängigkeit
von Art (flüssig oder fest etc.) und Entsorgungsweg in der Biotonne enthalten.
Der Anfall von Küchenbioabfällen bezogen auf die Einwohner wurde in unterschiedlichen
Studien bewertet. Die Schwankungsbreite liegt hier bei Untersuchungen von
PANNING (2002) bei 56 kg/(E·a),
SCHEFFOLD (1995) bei 50 kg/(E·a),
DOEDENS&KETELSEN (1992) bei 50–80 kg/(E·a).
Die Biogasausbeute errechnet, beträgt zwischen 5,1 und 15,7 m³ CH4/(E·a).
(Berechnungsgrundlagen: PANNING (2002) und Tabelle 18).
Erfassung
Erfasst werden Küchenbioabfälle am Anfallort i.d.R. in situ in einem getrennten Abfallgefäß.
Im ländlichen Bereich bei Einzel-, Doppel- oder Reihenhäusern oder anderweitiger Bebau-
ung mit angeschlossenem Garten ist häufig die Eigenkompostierung anzutreffen. Die Ent-
sorgung von Speiseresten erfolgt jedoch i.d.R. nicht auf den Komposthaufen, um nicht Un-
geziefer anzulocken.
Die trockene Sammlung der Bioabfälle durch die Abholung der Abfalltonnen ist am weitesten
verbreitet. Für eine Nutzung der Küchenbioabfälle als Co-Substrat mit Braunwasser im Sinne
dieser Arbeit wäre eine Fließfähigkeit von Vorteil, die bei dieser Art der Erfassung nicht ge-
geben ist. Zum Teil werden in Haushalten Küchenbioabfälle (v.a. flüssige Speisereste und
Öle usw.) im Spülbecken oder der Toilette entsorgt. In den USA ist vielfach üblich, über am
Küchenspülbeckenauslauf angeschlossene Küchenabfallzerkleinerer die Küchenbioabfälle
direkt in das häusliche Abwasser zu geben. KEGEBEIN (2006) gibt die bei diesem Zerkleine-
rungsvorgang verbrauchte Wassermenge mit 1–5 L/(E·d) an. Die Küchenbioabfälle werden
dabei stark verdünnt.
Die Erfassung und der Transport der Küchenbioabfälle zum Behandlungsort mit einem mög-
lichst geringen Spülwasseranteil sind für die Nutzung als Co-Substrat von Bedeutung.
2 Stand des Wissens
56
Bsp. Insinkerator von links nach rechts
1. Zugabe der Küchenbioabfälle in die Spüle mit Wasserzugabe /BUSINESS LINE (2003)/,
2. Schnittdarstellung Küchenabfallzerkleinerer /DISPOSER WORLD (2012)/,
3. Modelbeispiel Insinkerator /EMERSON (2012)/
Bild 20: Darstellung Küchenabfallzerkleinerer
Für die Praxis muss eine Zufuhr über die Vakuumtoilette in diesem Zusammenhang geprüft
werden. Ebenfalls sind Anschlüsse im Küchenbereich an das Vakuumsystem möglich. Vor
dem Einbringen in die Vakuumleitung sind für den Transport die Küchenbioabfälle zu zer-
kleinern. Für die Vergärung ist die Zerkleinerung des Co-Substrates ohnehin unerlässlich
(siehe Abschnitt 2.2.3.5) Das in der Vakuumleitung aus dem Braunwasser enthaltene Spül-
wasser sollte für den Transport ausreichend sein.
2.4.3.3 Fettabscheiderinhalte
Als Fettabscheiderinhalte wird das Gemisch an zurückgehaltenen Fetten und Ölen tierischen
und pflanzlichen (organischen) Ursprungs bezeichnet, die in Fettabscheidern aus dem Ab-
wasser abgetrennt werden. Die Bezeichnung Fette wird für bei Raumtemperatur feste bzw.
halbfeste lipide Stoffe verwendet. Von Ölen spricht man, wenn ein flüssiger Aggregatzustand
bei Raumtemperatur vorhanden ist. Zur Vereinfachung werden Fette und Öle nachfolgend
unter dem Sammelbegriff Fett zusammengefasst. Fette haben eine Dichte von ca. 0,9 g/cm³.
Sie schwimmen im Wasser auf und darin unlöslich. Bei feiner Verteilung spricht man von
Emulsionen, die aufgrund der vorherrschenden Adhäsionskräfte verhältnismäßig stabil sein
können. Fette können in organischen Lösungsmitteln (nicht in Alkoholen) leicht gelöst wer-
den. Bei Fetten handelt es sich nicht um reine Stoffe sondern um Gemische. Aus diesem
Grund werden für Fette nur Schmelztemperaturbereiche angegeben. Dieser Bereich ist u.a.
abhängig von der durchschnittlichen Kettenlänge der gebundenen Fettsäuren sowie von dem
Anteil der ungesättigten Fettsäuren. Dabei gilt: je höher der Anteil an ungesättigten Fettsäu-
ren ist, desto niedriger ist der Schmelztemperaturbereich. Die zwischenmolekularen Kräfte
sind bei den ungesättigten Fettsäuren durch die vorhandenen Estermoleküle im Gegensatz
zu den gesättigten Fettsäuren geringer. Mit höherer Kettenlänge und abnehmender Anzahl
der Doppelbindungen steigt der Schmelztemperaturbereich. Beispielhaft sind hier die
2 Stand des Wissens
57
Schmelztemperaturbereiche von Schweineschmalz (28 bis 40°C) und Sonnenblumenöl
(–18 bis –20°C) angegeben /MATTHÄUS (2011)/.
Aufgrund hoher Spannen der Schmelztemperaturen sowie der Vermischung von verschiede-
nen tierischen und pflanzlichen Fetten ist der Temperatureinfluss auf den Aggregatzustand
jedes spezifischen Inhalts eines Fettabscheiders unterschiedlich. Die Art des angeschlosse-
nen Gewerbes hat ebenfalls einen großen Einfluss. Zum Teil treten auch jahreszeitlich be-
dingte Schwankungen auf. Der Einsatz von Trinkwasser zur Reinigung in den an den Fett-
abscheider angeschlossenen Gewerben beeinflusst die Zusammensetzung ebenfalls. Des
Weiteren können in Abhängigkeit der Fettabscheidervolumina ein bis mehrere Fettabschei-
der mit einem Tankfahrzeug entsorgt werden, so dass unterschiedliche Gemische entstehen.
Eindeutig ist, dass niedrige Außentemperaturen zur Verfestigung von Fettabscheiderinhalten
(FAI) führen.
Jahresmengenangaben zum Anfall von Fettabscheiderinhalten wurden in der Literatur nur in
sehr begrenztem Maße gefunden. In ATV (1998) sind die Angaben in Tabelle 19 über die
Menge an fetthaltigen Rückständen dargestellt.
Tabelle 19: Mengenangaben für Fettabscheiderinhalte aus ATV (1998)
Anfallort
Menge
[Mg/a]
Abscheideranlagen nach DIN 4040
120.000
– davon herkömmliche Abscheideranlagen
117.000
– Frischfettabscheider
3.000
Flotationsanlagen
100.000
kommunale Kläranlagen
50.000
Gesamt
270.000
Für die Menge aus Abscheideranlagen sowie Flotationsanlagen bezogen auf 82,3 Mio. Ein-
wohner im Jahr 2000 /STBA (2012)/ ergibt sich ein Anfall von 7,3 g FAI/(E·d) bzw. 2,7 kg
FAI/(E·a). Zieht man die Angaben aus ATV (1998) bezüglich der oTR-Konzentration zur Be-
rechnung der personenbezogenen oTR-Menge heran (Mittelwert 9 % oTR, vgl. Abschnitt
4.3.1.2), erhält man 0,66 g oTRFAI/(E·d) bzw. 240 g oTRFAI/(E·d).
Nach Berechnungen von KRUMMEN ET AL. (2001) auf der Basis eigener Erhebungen und
Daten von KERSTING ET AL. (1995) erhält man einen Anfall von ca. 7 kg FAI/(E·a) bzw.
19,2 g FAI/(E·a) mit einem Fettgehalt von 8 %. Angaben von HAIDER&PRAXMARER (2010)
liegen allerdings ohne Angabe des Fettgehaltes mit 9,4 kg FAI/(E·a) in einer ähnlichen Grö-
ßenordnung. NIEHÖRSTER (1996) gibt die anfallende Menge an Fettabscheiderinhalten mit
700.000 Mg/a an. Dies ergibt 2,3 g oTRFAI/(E·d) bzw. 8,5 kg FAI/(E·a). Da für diese Menge
keine ausreichenden Qualitätsuntersuchungen zur Verfügung standen, erfolgt auf dieser
Basis keine Berechnung. Anhand dieser Ergebnisse sind hohen Schwankungsbreiten zu
erkennen.
2 Stand des Wissens
58
Zum Schutz des Kanalnetzes vor stark fetthaltigen Abwässern z.B. aus Restaurants, Groß-
küchen müssen in Abhängigkeit ihrer Betriebsgröße und der Zusammensetzung der Abwäs-
ser Fettabscheider vor dem Ablauf in das öffentliche Kanalnetz installiert werden.
In Fettabscheidern finden sich zum einen tierische Fette, die z.B. durch Auslassen gewon-
nen werden, sowie pflanzliche Fette, die größtenteils durch Auspressen gewonnen werden.
Weiterhin enthalten sind Speisereste, Wasser, Reinigungsmittel und sonstige Stoffe.
Die Bereiche in denen am häufigsten Fettabscheider eingesetzt werden, sind:
Schlachtereien,
Lebens- und Genussmittelindustrie,
Restaurants und Gaststätten,
Großküchen,
Schnellimbisse (mit Fritteuse),
Konservenfabriken und Ölmühlen.
Fette können, wenn sie in die Kanalisation gelangen, Verstopfungen sowie Probleme durch
Geruchsbildung und Korrosion verursachen. Die stärksten Auswirkungen hat durch die Bil-
dung von Schwefelwasserstoff hervorgerufene biogene Schwefelsäurekorrosion.
Erfassung
Fettabscheider werden hinsichtlich ihres Einbaus und Betriebes in DIN 4040 (2004) und
DIN EN 1825 (2002, 2004) geregelt. In DIN 1986 „Entwässerungsanlagen für Gebäude und
Grundstücke“ Teil 100 (2008) ist festgelegt, dass in „Betrieben, in denen fetthaltiges Abwas-
ser anfällt […] Fettabscheideranlagen […] einzubauen“ sind. In Berlin beispielsweise wird die
Forderung nach dem Einbau von Fettabscheidern durch die „Allgemeine Bedingungen für die
Entwässerung in Berlin (ABE)“ /ABE (2005)/ spezifiziert. Der Paragraph 4 Abs. 4 „Zustim-
mungspflichtige und verbotene Einleitungen“ bestimmt hierzu: „Eigentümer von Grundstü-
cken, auf denen infolge gewerblicher Tätigkeit Stoffe anfallen, die leichter als Wasser sind,
wie z.B. Benzin, Öle oder Fette, haben Vorrichtungen zur Abscheidung dieser Stoffe aus
dem Abwasser entsprechend dem Stand der Technik einzubauen und zu betreiben.“ Als
Einleitgrenzwert in das öffentliche Kanalnetz wird in den ABE für schwerflüchtige lipophile
Stoffe (SLS) eine Konzentration von 300 mg/L festgelegt.
Die Funktionsweise von Fettabscheidern basiert auf dem Schwerkraftprinzip. Durch eine
Fließquerschnittsaufweitung wird die Fließgeschwindigkeit reduziert und Stoffe mit einer ge-
ringeren Dichte als Wasser steigen im Fettabscheider nach oben und werden dort zurückge-
halten. Da Fette diese Eigenschaften besitzen, können sie so zum größten Teil aus dem
Abwasser entfernt werden /EULENSTEIN (2005)/. Den Fettabscheidern im Abwasser zugeführ-
te Stoffe mit höherer Dichte als Wasser sinken auf den Boden und bilden dort eine
Schlammschicht.
Im Wesentlichen werden zwei unterschiedliche Fettabscheiderarten unterschieden. In der
DIN 4040 (2004) beschriebene Fettabscheider bestehen aus einem Behälter mit separaten
Schlamm- und Fettabscheideraum, die durch eine Trennwand abgrenzt sind. Die Errichtung
2 Stand des Wissens
59
mit separaten Behältern ist ebenfalls möglich. Fettabscheider ohne diese Trennung sind in
der DIN EN 1825 „Abscheideranlagen für Fette“, Teil 1 „Bau- Funktions- und Prüfungsgrund-
sätze, Kennzeichnung und Güteüberwachung“ (2004) sowie Teil 2 „Wahl der Nenngröße,
Einbau, Betrieb und Wartung“ (2002) beschrieben. Beide Fettabscheider sind in Bild 21 dar-
gestellt. Weiterhin unterscheidet man nach dem Ort der Aufstellung:
Fettabscheider in Gebäuden
(Material: Kunststoff oder Edelstahl) und
Fettabscheider außerhalb von Gebäuden im Erdreich
(Material i.d.R. in Beton mit Beschichtung wegen Korrosionsgefahr).
In Anhang D der DIN 1825-2 (2002) werden für die Zuleitungen zu einem Fettabscheider
Maßnahmen zum Wärmeschutz- bzw. dem Warmhalten beschrieben. Ablagerungen, die
womöglich den Verschluss der Leitungen durch die Gefahr des Abkühlens und somit des
Aushärtens der Fette hervorgerufen werden können dadurch verhindert werden. Fett-
abscheider sind i.d.R. mit einem Kontrollschacht zur Probennahme versehen.
Bild 21: Prinzipskizze Fettabscheider nach DIN 4040 (links) und EN 1825-1 (rechts)
Entsorgungszyklen und Entsorgung
Die Entsorgung eines Fettabscheiders hat alle vier Wochen zu erfolgen /DIN 4040 (2004)/.
Vorzugsweise sollte eine 2 wöchige Entsorgung angestrebt werden. Dabei wird der Fett-
abscheider vollständig entleert und nach der Reinigung wieder vollständig mit Betriebswas-
ser oder Trinkwasser befüllt. Durch den Einsatz von Fahrzeugen mit Separator kann eine In-
situ–Trennung der Fett-, Wasser- und Feststoffphase eines Fettabscheiders erfolgen. Dabei
werden nur die aufkonzentrierten Substrate durch das Entsorgungsfahrzeug entfernt. Das
separierte Wasser kann zur Wiederbefüllung des Fettabscheiders genutzt werden. Dieses
Verfahren hat zwei entscheidende Vorteile: Erstens können die so aufkonzentrierte Fett-
abscheiderinhalte ohne Vorbehandlung der Vergärung zugeführt werden (evtl. Störstoffe
beachten). Zweitens reduzieren sich die Kosten für die Befüllung des Fettabscheiders mit
Trinkwasser nach der Reinigung. /MÜLLER UMWELTTECHNIK (2001); WRIEGE-BECHTOLD ET AL.
(2009)/
DAPP&GÄCKLE (2006) zeigen, dass sich die Entsorgungsintervalle aus der DIN durch eine
optimierte Betriebsführung und analytische Überwachung der Ablaufwerte verlängern lassen.
Dabei ist die Qualität und die Menge des Abwassers zu beobachten und der Entsorgungs-
zyklus daran anzupassen. Durch die Nutzungsfrequenz und Qualität des zufließenden Ab-
2 Stand des Wissens
60
wassers wird die Fettkonzentration im Fettabscheider stark beeinflusst. Durch die Verlänge-
rung der Entsorgungsintervalle lassen sich Entsorgungsgebühren sparen und der Anteil der
Organik der Fettabscheiderinhalte wird erhöht.
U.a. aufgrund der physikalischen Beschaffenheit (Pumpbarkeit) sowie des Energiegehaltes
eigenen sich aufbereitete Fettabscheiderinhalte und Fette als Co-Substrate in Faulbehältern
besonders gut.
3 Ziele der Untersuchungen und Festlegung der Vorgehensweise
61
3 Ziele der Untersuchungen und Festlegung der Vorge-
hensweise
Das Ziel der vorliegenden Arbeit ist es, Erkenntnisse aus der Vergärung von
kommunalem Klärschlamm ohne/mit Co-Substrat auf einem konventionellen Klärwerk
und
Braunwasser und Braunwasser mit Co-Substrat eines „Neuartigen Sanitärsystems“
(NASS)
hinsichtlich nachfolgend detailliert erläuterter Fragestellungen zu gewinnen. Zu diesen Punk-
ten wurde eine Literaturrecherche durchgeführt (siehe Kapitel 1) in der die Theorie zum
Thema sowie praktische Erfahrungen ausgewertet und verglichen wurden. Daraus wurden
für das Untersuchungsprogramm offene Fragestellungen identifiziert und dieses dahinge-
hend ausgerichtet.
Klärschlammvergärung ohne/mit Co-Substrat auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
Die Annahme von Co-Substraten wurde getestet, um einerseits die Steigerung der Biogas-
produktion zu überprüfen und andererseits die Auswirkungen auf den Gesamtbetrieb der
Kläranlage festzustellen. Für den Probebetrieb in Waßmannsdorf wurden zum überwiegen-
den Teil Fettabscheiderinhalte zum Einsatz als Co-Substrat ausgewählt, da aufgrund der
geforderten physikalischen Beschaffenheit (Pumpbarkeit) sowie des Energiegehaltes eine
theoretische Eignung für den Einsatz in Faulbehältern als sehr gut bewertet wurde.
Dabei war es von Interesse, Erfahrungen mit folgenden Fettabscheiderinhalten zu erhalten:
normale Fettabscheiderinhalte und
aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte.
Für diesen Zweck wurden Pilotversuche im großtechnischen Maßstab – begleitet von Labor-
versuchen – durchgeführt. Die dabei zu beantwortenden Fragen und die Abschnitte, in de-
nen die Versuchsbeschreibungen sowie die Darstellung der Ergebnisse bzgl. verschiedener
Fragestellungen aufgeführt sind, sind nachfolgend dargestellt:
Fragestellung
Abschnitt
Welche Auswirkungen hat die Mitvergärung der Co-Substrate (v.a. Fett-
abscheiderinhalte) auf die die Steigerung der Biogasproduktion, den oTR-
Abbaugrad usw.?
5.1.1/
5.2.1
Wie groß ist der Einfluss der Temperatur auf die Phasentrennung von Fett-
abscheiderinhalten?
5.1.2.2/
5.2.2.1
Wie hoch ist die spezifische Biogasproduktion aus den Fettabscheiderinhal-
ten im Laborversuch?
5.1.2.3/
5.2.2.2
Welche Empfehlungen können für das Beschickungsregime für das Co-
Substrat gegeben werden?
5.2.4
3 Ziele der Untersuchungen und Festlegung der Vorgehensweise
62
Wie groß müssen die Annahmebehälter ausgelegt werden um einen or-
dentlichen Anlagenbetrieb zu gewährleisten?
5.1.3.1/
5.2.3.1
Gibt es Effekte hinsichtlich der Rückbelastung der Kläranlage aus dem Co-
Substrat?
5.1.3.2/
5.2.3.4
Welche sonstigen Effekte bei der Mitbehandlung von Co-Substraten sind
aufgetreten?
5.2.2.5
Braunwasservergärung im neuartigen Sanitärsystem Stahnsdorf
In dieser Arbeit wird speziell die Erzeugung von Biogas durch Vergärung von Braunwasser
sowie von Braunwasser unter Zuhilfenahme von Co-Substrat (Küchenbioabfälle) betrachtet.
Hierzu wurden entsprechende Untersuchungen am neuartigen Sanitärsystem im Klärwerk
Stahnsdorf, das zu den Berliner Wasserbetrieben gehört, durchgeführt. Dieses NASS basiert
auf einer stoffstromorientierten Behandlung der Teilströme. Das separierte Braunwasser
wurde mesophil in einer halbtechnischen Anlage gefault. Zur Steigerung der Raumbelastung
wurden häusliche Küchenbioabfälle als Co-Substrat zugegeben und die Auswirkungen un-
tersucht. Diese Versuche wurden mit Laborversuchen begleitet.
Die bei diesen Versuchen zu beantwortenden Fragen und die Kapitel bzw. Abschnitte, in
denen die Versuchsbeschreibungen sowie die Darstellung der Ergebnisse bzgl. dieser Fra-
gen aufgeführt sind, sind nachfolgend zusammengestellt:
Fragestellung
Abschnitt
Wie verhalten sich die Biogasproduktion, der Abbaugrad usw. bei der Vergä-
rung von Braunwasser und wie wird dies durch das Co-Substrat Küchenbio-
abfall geändert?
6.1.1/
6.2.1
Wie hoch ist die spezifische Biogasproduktion des Braunwassers sowie der
Küchenbioabfälle im Laborversuch?
6.1.2.3/
6.2.2.2
Welchen Einfluss hat der Zerkleinerungsgrad der Küchenbioabfälle auf die
spezifische Gasproduktion?
6.1.2.3/
6.2.2.3
Welche Möglichkeiten gibt es hinsichtlich der Erhöhung der Raumbelastung?
6.2.4
Als Ergebnis der Untersuchungen wird ein Vergleich der Ergebnisse hinsichtlich der Effekte
auf die Biogasproduktion sowie eine einwohnerbezogene Auswertung der spezifischen Gas-
produktionen entwickelt. Als Resümee der Arbeit erfolgen eine Zusammenfassung, ein Aus-
blick sowie die Benennung zukünftiger Forschungsaufgaben zum Thema.
4 Material und Methoden
63
4 Material und Methoden
4.1 Beschreibung der Versuchsanlagen
4.1.1 Vergärung Klärwerk Waßmannsdorf
Allgemeines
Das Klärwerk Waßmannsdorf ist eins von sechs Klärwerken der Berliner Wasserbetriebe. Es
befindet sich im Südosten von Berlin. Auf dem Klärwerk Waßmannsdorf werden pro Tag
ca. 200.000 m³ Abwasser gereinigt. Ein Verfahrensfließbild ist im Anhang dargestellt. Die
nachfolgenden Angaben beruhen auf /BWB (2007) und BWB (2009)/. Das Abwasser durch-
läuft die mechanische und biologische Reinigung. Der entstehende Schlamm wird in der
Vorklärung und Nachklärung abgezogen und in der Schlammbehandlung stabilisiert. Dabei
wird Biogas gewonnen, das in der klärwerkseigenen Biogasverwertung zu Wärme und Elekt-
roenergie umgewandelt wird. Die Kenndaten sind in Tabelle 20 zusammengefasst.
Daten zur Schlammmenge und –qualität enthält Abschnitt 4.3.1.1.
Tabelle 20: Kenndaten Klärwerk Waßmannsdorf /BWB (2007); BWB (2009)/
Verfahrensstufe
Beschreibung
ausgewählte Parameter
mechanische Vorreinigung
Rechenanlage
4 Gerinne mit Umlaufrechen
4 Rechengutpressen
Spaltweite: 8 mm
Sand- und Fettfang
eingehauster Sandfang mit
Schildräumer, Abluftwäscher +
Biofilter
vAbsetz = 0,3 m/s
Vorklärung
10 Rechteckbecken
vVK ≤ 0,01 m/s
Vges = 22.500 m³
tmittel,TW = 2h
Belebung
8 längliche rechteckige Bele-
bungsbecken
VBBges = 208.080 m³
Nachklärung
16 horizontal durchströmte
Rundbecken
VNKges = 81.300 m³
Klärschlammbehandlung
6 Faulbehälter
VFBges = 48.000 m³ (6 · 8.000 m³)
TFB = ca. 38°C
Annahmestation
Co-Substrat
Vorlagebehälter mit Siebkorb
und Mazerator
VVBCS = 40 (+30) m³ = 70 m³
TLeer < 1 min/Mg
dSieb = 16 mm (8, 16, 30 mm)
RI = 1–3/10 Mg
Legende: vAbsetz: Absetzgeschwindigkeit,
vVK: Fließgeschwindighkeit in der Vorklärung, Vges: Gesamtvolumen,
tmittel,TW: mittlere Aufenthaltszeit bei Trockenwetter, VBbges: Gesamtvolumen des Belebungsbeckens,
VNkges: Gesamtvolumen des Nachklärbeckens, VFbges: Gesamtvolumen der Faulbehälter,
TFB: Temperatur im Faulbehälter, VVBCS: Volumen Co-Substratvorlagebehälter,
TLeer: Dauer für eine Leerung, dSieb: Sieblochdurchmesser, RI: Reinigungsintervall
4 Material und Methoden
64
Mechanische Reinigungsstufe
Die mechanische Reinigung gliedert sich in Rechenanlage, Sandfang und Vorklärung. Die
Rechenanlage besteht aus vier Gerinnen mit Umlaufrechen zur Entfernung von groben Stof-
fen. Mit vier Rechengutpressen wird das Rechengut entwässert und in vier paarweise ver-
schaltbare Rechengutcontainer gegeben.
Der nachfolgende Sandfang besteht aus vier unbelüfteten Gerinnen mit einem Proportional-
wehr, das eine belastungsunabhängige Fließgeschwindigkeit zur besseren Sedimentation
des Sandes gewährleistet. Der Sand wird mit sich gegen die Fließrichtung bewegenden
Schildräumern in Trichter geschoben, von wo er mit einem Druckluftheber zu den Sandwä-
schern befördert wird. Anschließend wird der gewaschene Sand entwässert. Das abgetrenn-
te Wasser wird zurück in die Vorklärung gegeben. Zur Vermeidung von Geruchsemissionen
ist die Verfahrensstufe eingehaust und die Abluft wird gereinigt.
In der Vorklärung erfolgt eine Verringerung der Strömungsgeschwindigkeit. Sie besteht aus
zehn Rechteckbecken. Die sedimentierbaren Abwasserinhaltsstoffe werden als Primär-
schlamm am Beckenboden abgezogen.
Biologische Reinigungsstufe
Die biologische Reinigungsstufe besteht aus acht Straßen. In den Belebungsbecken, wird im
Parallelbetrieb das mechanisch vorgereinigte Abwasser biologisch gereinigt. Die Becken
sind in drei Zonen aufgeteilt: biologische Phosphorelimination, Denitrifikationszone und Nitri-
fikationszone.
In der ersten Zone, die das geringste Volumen einnimmt wird der Phosphor anaerob elimi-
niert. Die biologische Phosphorelimination funktioniert als Kaskade mit jeweils vier durch-
mischten Becken. Können die vorgegebenen Grenzwerte für Phosphor im Ablauf durch die
Bio-P nicht eingehalten werden, kann zusätzlich eine Simultanfällung mit Eisen(II)-Sulfat
erfolgen.
Unter vorherrschenden anoxischen Bedingungen wird das Nitrat in der vorgeschalteten De-
nitrifikationszone zu elementarem Stickstoff reduziert.
In der belüfteten, also aeroben Zone (Nitrifikationszone), die das größte Volumen ausmacht,
werden die organischen Schmutzstoffe im Abwasser zu Kohlendioxid und Biomasse abge-
baut sowie Ammonium in Nitrat umgewandelt. Am Ende der aeroben Zone befindet sich eine
Entgasungszone.
Nachklärung
Wie bei der Vorklärung werden durch Sedimentation die Belebtschlammflocken aus dem
Wasser-Schlamm–Gemisch entfernt. Der Schlamm wird, nach dem Zufließen in der Mitte
des Trichters, über eine geneigte Sohle und kontinuierlich arbeitende Räumer abgezogen.
Ein Teil wird als Rücklaufschlamm der Belebungsstufe zugeführt. Der Überschussschlamm
wird zur Schlammbehandlung gepumpt. Über horizontale, gelochte Rohre wird das Klarwas-
ser unterhalb des Wasserspiegels abgeleitet. Durch Räumer werden sich unter Umständen
4 Material und Methoden
65
bildende Schwimmschichten in Sammelrohre geschoben und von dort als Überschuss- oder
Rücklaufschlamm weiter genutzt. Über zwei unterschiedliche Ableitungsrohre wird das ge-
reinigte Abwasser dem Teltowkanal zugeführt.
Das Volumen des Überschussschlamms (Sekundärschlamm) wird für die weitere Behand-
lung reduziert. Dazu wird der Schlamm durch 3 Zentrifugen entwässert, so dass ein TR von
8 % erreicht wird.
Klärschlammbehandlung
Der Primärschlamm (PS) und der Sekundärschlamm (SS) werden in sechs Faulbehältern
(FB) mesophil behandelt (Bild 22). FB I und FB III sowie FB II und FB IV sind in einer Kaska-
de (Bild 22) als zweistufige Hochlast-Vergärung verbunden /HEINZMANN&ENGEL (2006)/.
FB V und FB VI sind in Eiform errichtet und werden einstufig betrieben. Sie dienen zur Ab-
pufferung von Spitzenbelastungen.
Den FB I und FB II fließt der eingedickte Mischschlamm (PS+ÜSS) zu gleichen Teilen zu.
Der Mischschlamm wird vor der Beschickung der Faulbehälter mittels eines Wärmetauschers
erwärmt. Im Winterbetrieb werden die zweiten Kaskadenstufen aufgrund des erhöhten Über-
schussschlammaufkommens sowie der Neigung zum Schäumen (durch Bildung von fädigen
Bakterien) zusätzlich mit Mischschlamm beschickt. Diese Fahrweise der Vergärung entlastet
die erste Kaskadenstufe.
Legende: I–VI: Faulbehälter; SVB: Schlammvorbehandlung; FSV: Schlammvorlage; SET: Schlammentwässerung und
-trocknung; - - ->: S Gastransportleitungen; : Schlammtransportleitungen
Bild 22: Faulbehälterverschaltung in Waßmannsdorf /BWB (2009)/ (li.) und Außenansicht Faul-
behälter (re.)
4 Material und Methoden
66
Klärschlammnachbehandlung
Der in den sechs Faulbehältern ausgefaulte Schlamm wird über Freispiegeleinleitungen dem
Faulschlammvorlagebehälter zugeführt. Dieser dient zum einen als Vorlagebehälter für die
anschließende Entwässerung, zum anderen erfolgt die Phosphorrückgewinnung mittels
MAP-Fällung. Dabei wird der pH-Wert durch CO2-Strippung abgesenkt, damit das Phosphat
kristallisiert. Die Abscheidung des Phosphates erfolgt über das Fällmittel Magnesiumchlorid.
Dabei entsteht Magnesiumammoniumphosphat, das sich absetzt und abgezogen werden
kann. Durch diese Maßnahme werden nachfolgende Anlagenteile vor Inkrustationen ge-
schützt. Ebenfalls wurde eine bessere Schlammentwässerbarkeit durch das Phosphorrecyc-
ling festgestellt.
Die Erhöhung des Trockenrückstandes (TR) im ausgefaulten Schlamm wird durch die
Schlammentwässerung mittels Vollmantelschneckenzentrifugen (andere Bezeichnung De-
kantierzentrifuge /LESCHBER&LOLL (1996)/) gewährleistet. Diese Art der Zentrifuge ermög-
licht einen kontinuierlichen Betrieb. Es erfolgt eine Entwässerung auf ca. 28 % TR. Durch die
Zugabe eines kationischen Polyelektrolyts (Flockungshilfsmittel) werden die Schlammpartikel
adsorbiert. Die Zugabe erfolgt im Zulaufrohr. Die kolloidalen Teilchen bilden größere Flo-
cken, die im Zentrifugationsprozess leichter abgeschieden werden können. In der Zentrifuge
wird eine Rotation um deren horizontale Achse erzeugt. Die dadurch entstehenden inneren
Zentrifugalkräfte wirken auf das Gemisch aus Schlamm und Flockungshilfsmittel. Dabei wer-
den die Feststoffe an die Außenwand der Zentrifuge gedrückt. Dadurch erfolgt eine Tren-
nung der Feststoffe vom Wasser, welches durch die Zentrifugalkräfte einen innenliegenden
Ring ausbildet. Durch eine sich schneller als die Trommel drehende Schnecke wird der Fest-
stoff am dünneren Ende der Zentrifuge ausgetragen. Das Zentrat fließt auf der anderen Seite
der Zentrifuge über Wehrscheiben in Abhängigkeit von der Beschickung der Zentrifuge ab
und wird der Belebungsstufe zugeleitet. Die Steuerung der Zugabe der Flockungshilfsmittel
erfolgt manuell und wird anhand von Messungen des TR im eingedickten Klärschlamm an-
gepasst. Liegen die Werte über- bzw. unterhalb eines Toleranzwertes um den Zielwert, wird
die Zugabe des FHM verringert bzw. erhöht. Hierbei sind Erfahrungswerte des Betriebsper-
sonals unerlässlich. Zweimal im Jahr wird das FHM von Sommer- auf Winter- bzw. von Win-
ter- auf Sommerflockungshilfsmittel getauscht. Dies geschieht aufgrund der Abwassertempe-
ratur in der Belebung.
Annahmestation
Die Annahmestation besteht aus einem eingehausten Vorlagebehälter. Die Abluft wird unge-
filtert über ein Abzugsrohr nach außen geleitet. Der Vorlagebehälter besteht aus kunststoff-
beschichtetem Stahl. Für den Grundwasserschutz wurde der Vorlagebehälter in eine Beton-
wanne gestellt. Aufgrund des für die Nutzung zu geringen Speicherplatzes (siehe Abschnitt
5.1.3.1) wurde im Jahr 2010 ein weiterer Vorlagebehälter installiert. Das derzeitige Speicher-
volumen beträgt 70 m³ (40+30 m³).
4 Material und Methoden
67
Bild 23: Annahmestation (Innenansicht und Außenansicht mit Tankfahrzeug)
Die Beschickung des Vorlagebehälters erfolgt über ein von außen zugängliches Anschluss-
stück (Tankwagenkupplung) an dem die Entsorgungsfahrzeuge andocken. Beim Beschi-
ckungsvorgang können die Co-Substrate durch das Anlieferungsfahrzeug in den Vorlagebe-
hälter gedrückt oder durch eine Pumpe in der Zulaufleitung aus dem Tankfahrzeug gesaugt
werden. Zum Schutz vor Störstoffen aus dem Co-Substrat wurde vor der Pumpe eine manu-
elle Siebanlage mit Siebkorb mit variable Siebweite von 8-30 mm installiert (siehe Bild 24).
Bild 24: Co-Substratannahmestation auf dem Klärwerk Waßmannsdorf /BWB (2009)/
Zwischen Pumpe und Zulauf zum Vorlagebehälter ist zur Zerkleinerung der organischen Be-
standteile ein Mazerator geschaltet. Der Mazerator zerkleinert Grobstoffe, die das Sieb pas-
4 Material und Methoden
68
sieren konnten. Eine spezifische Zerkleinerungsgröße kann nicht angegeben werden. Am
Boden des Vorlagebehälters sind zwei nebeneinander liegende Trichter angeordnet an de-
ren Verjüngung der Vorlagebehälter entleert und das Co-Substrate über eine Pumpe in die
Umwälzleitung von FB III beschickt wird.
4.1.2 Vergärung NASS Stahnsdorf
Allgemeines
Auf dem Klärwerk der Berliner Wasserbetriebe in Stahnsdorf war in einem Wohn- und einem
Betriebsgebäude ein neuartiges Sanitärsystem installiert. In den Jahren von 2003 bis 2006
wurden hier im Rahmen des Demonstrationsprojektes „Sanitärkonzepte für die separate Er-
fassung und Behandlung von Urin, Fäkalien und Grauwasser – SCST“ bereits Untersuchun-
gen durchgeführt. Ziel dieses Projektes war die Erprobung neuartiger Sanitärkonzepte
(Fließbild siehe Bild 25).
Bild 25: Darstellung des stoffstromorientierten Sanitärkonzeptes in Stahnsdorf /KWB (2012)/
Insbesondere sollte der Fokus auf die ökologischen und ökonomischen Vorteile/Nachteile
beim Einsatz von NASS gegenüber den konventionellen Sanitärsystemen mit Schwemmka-
nalisation und zentraler Kläranlage (end-of-pipe–System) aufgezeigt werden. Die nachfol-
genden Angaben beruhen u.a auf PETER-FRÖHLICH ET AL. (2008). Hier sind auch die Ergeb-
nisse dieses Projektes dargestellt. In Tabelle 21 sind die Kenndaten der einzelnen
Verfahrensstufen dargestellt.
4 Material und Methoden
69
Tabelle 21: Kenndaten NASS Stahnsdorf /PETER-FRÖHLICH ET AL. (2008), VERÄNDERT/
Verfahrensstufe
Beschreibung
ausgewählte Parameter
Erfassung
Wohngebäude
10 Schwerkraft–No-Mix–Toiletten
Betriebsgebäude
9 Vakuum–No-Mix–Toiletten
1 Schwerkraft–No-Mix–Toiletten
5 wasserlose Urinale
Vspül = 1 L/Spülung
Ableitung
Wohngebäude
Schwerkraftleitung
(BW, GW, GW separat zum ZwSp)
Druckleitung
BW, GW, Urin separat vom ZwSp)
L = 400 m
Betriebsgebäude
Vakuumleitung (im Gebäude für BW)
Schwerkraftleitung (Urin, GW; BW von
der Vakuumanlage)
Vakuumanlage
pVA = –0,6 bar
VVA = 650 L
Behandlung
BW: Biogasanlage mit Vorlagebehälter
6 E
VVB = 150 L
VFl, BGA = 300 L
Vges = 335 L
TBGA = ca. 38 °C
GW: Pflanzenkläranlage
58 E (116 m²)
Urin: z.Zt. keine
Legende: VSpül: Spülvolumen, pVA: Betriebsdruck Vakuumanlage, VVA: Volumen Vakuumanlage,
VVorlage: Volumen Vorlagebehälter, VFl, BGA: Flüssigkeitsvolumen, Vges: Gesamtvolumen Biogasanla-
ge, TBGA: Betriebstemperatur Biogasanlage, ZwSp.: Zwischenspeicher
Erfassung und Ableitung
Im Wohngebäude waren Schwerkraft–No-Mix–Toiletten installiert. Das Braunwasser (BW)
wurde über einen Zwischenspeicher mit einer Druckleitung zu einem Grobfilter (Rottesack)
gepumpt. Das in den Küchen sowie Badezimmern erfasste Grauwasser wurde über eine
Zweikammergrube in einen bewachsenen Bodenfilter beschickt. Im Betriebsgebäude waren
Vakuum–No-Mix–Toiletten, eine Schwerkraft–No-Mix–Toilette (aus technischen Gründen)
sowie wasserlose Urinale installiert. Der Urin wurde in Urintanks gepumpt. Das Braunwasser
wurde in eine Vakuumanlage entsorgt. Die Beschickung der Biogasanlage (BGA) aus der
Vakuumanlage erfolgte quasikontinuierlich. Der erfasste Urin floss in die Urintanks. Aus den
Urintanks wurde der Urin abgepumpt und in Sammelfahrzeugen zur Behandlung transpor-
tiert. Das anfallende Grauwasser aus den Handwaschbecken der Toiletten, den Duschen
sowie der Küche wird in einem bewachsenen Bodenfilter behandelt.
4 Material und Methoden
70
Behandlung der Teilströme
Die Behandlung des Urins wurde im Untersuchungszeitraum nicht vorgenommen. Das
Grauwasser wird in einer Pflanzenkläranlage gereinigt. Das Braunwasser wurde anaerob in
der BGA behandelt. Ergebnisse der verschiedenen Teilstrombehandlungen aus dem SCST-
Projekt sind in PETER-FRÖHLICH ET AL. (2008) sowie – nur für den Urin – in TETTENBORN
(2011) dargestellt.
Beschreibung der Biogasanlage
Die Biogasanlage befindet sich in einem 20 Fuß Container außerhalb des Bürogebäudes
und besteht aus einem Vorlagebehälter zur Sedimentation und einem Biogasreaktor.
Vorlagebehälter
Das in den Vakuumtrenntoiletten anfallende Braunwasser hatte aufgrund der Spülwasser-
menge einen für die weitergehende Behandlung im Sinne der neuartigen Sanitärsysteme zu
hohen Wassergehalt und zu geringen Gehalt an organischer Trockensubstanz. Aus diesem
Grund musste das Braunwasser durch ein geeignetes Vorbehandlungsverfahren (Sedimen-
tation) eingedickt werden. Dabei entstanden eine feststoffreiche und eine feststoffarme Pha-
se. Der Vorlagebehälter ist der Vergärung im Biogasreaktor vorgeschaltet. Er besteht aus
einem runden Edelstahlgefäß mit unten angesetztem Trichter. Der Füllstand ist einstellbar.
Das Verhältnis von feststoffreicher (zur Ableitung in den Biogasreaktor) zu feststoffarmer
Phase (zum Ableiten als Überstand) des Braunwassers ist variierbar.
Bild 26: Vorlagebehälter (links) und Biogasreaktor (Anaerobreaktor) der Biogasanlage
Das im Behälter befindliche Rührwerk dient zur Durchmischung des Behälters. Der Vorlage-
behälter wurde aus der Vakuumanlage mit Volumen von ca. 20 L quasikontinuierlich gefüllt.
Nach Erreichen des Füllstandes wurde der Vorlagebehälter durchmischt. Es folgte die Phase
des Absetzens (Sedimentation). Die feststoffarme Phase (Überstand) wurde in einen Sam-
4 Material und Methoden
71
meltank abgeführt. Der Biogasreaktor wurde aus dem Ablauf am untersten Ende des ange-
brachten Trichters mit der feststoffreichen Phase beschickt.
Biogasreaktor
Der Biogasreaktor ist ein zylindrischer Behälter aus Edelstahl. Zur Wärmeisolation ist der
Reaktor doppelwandig ausgeführt. Die Reaktorheizung befindet sich im Zwischenraum. Der
Behälter ist durch eine Trennwand längs geteilt. Ursprünglich war diese Zweiteilung für den
thermophilen Betrieb notwendig, um die Vergärung in eine Hydrolyse- und eine methanoge-
ne Stufe zu halbieren. Die methanogene Stufe hatte ein Festbett installiert, welches zur Be-
siedelung für die Biozönose diente. Es verhinderte ein Ausschwemmen der methanogenen
Mikroorganismen. Aufgrund der hohen Neigung zum Verstopfen wurde das Festbett ausge-
baut. Im hier betrachteten Untersuchungszeitraum wurde der Biogasreaktor als mesophile
Vergärung betrieben. Im Folgenden wird der erste Teilbehälter (die ehemalige Hydrolysestu-
fe) als erster Reaktor und der zweite Teilbehälter (die ehemalige methanogene Stufe) als
zweiter Reaktor bezeichnet. Die Beschickung des Biogasreaktors erfolgt in den ersten Reak-
tor von unten. Die Verbindung des zweiten Reaktors erfolgt durch ein Überlaufrohr vom obe-
ren Teil des ersten Reaktors in den unteren Teil des zweiten Reaktors. Der Ablauf des Bio-
gasreaktors befindet sich am oberen Flüssigkeitspegel des zweiten Reaktors. Die
Durchmischung der beiden Stufen erfolgt jeweils durch eine Exzenterschneckenpumpe. Im
ersten Reaktor ist die Strömungsrichtung aufwärts und im zweiten Reaktor abwärts gerichtet.
Die Umwälzpumpe des ersten Reaktors wird ebenfalls als Beschickungspumpe zwischen
Vorlagebehälter und erstem Reaktor genutzt.
Bild 27: Prinzipskizze der Biogasanlage mit Probenahmestellen
2.9
2.10
2.11
2.12
2.8
PN 2.7
PN 2.6
4 Material und Methoden
72
Das Biogas wird über ein Rohrleitungssystem abgeführt und in einem Trommelgaszähler
mengenmäßig erfasst. Durch eine Wassertasse war der Betriebsdruck zwischen 3–5 mbar
eingestellt. Die Gasqualitätsmessung erfolgte an dem außerhalb des Behälters liegenden
Gasauslass über ein Handmessgerät.
4.1.3 Laborbatchanlage
Für die Untersuchung der spezifischen Biogasproduktion wurden Versuche in einer neu ent-
wickelten Laborbatchanlage durchgeführt. Die Temperierung der Batchbehälter erfolgte über
einen Klimaschrank. Platz finden 10 Glasbehälter mit einem nutzbaren Vergärungsvolumen
von jeweils 1,5 Litern. Über Gasleitungen wird das Biogas durch eine Öffnung im Deckel zu
einem Gaszähler der Fa. Ritter (MGC) abgeleitet.
Bild 28: Laborbatchanlage zur Bestimmung der spezifischen Gasproduktion
Die Gaszähler sind mit einer Sperrflüssigkeit gefüllt. Zur Verhinderung des Zurückfließens
dieser in die Probe (hervorgerufen z.B. durch Luftdruckschwankungen) wurde jeweils eine
Gaswaschflasche zwischen Batchgefäß und Gasuhr geschaltet. Hier kann die Sperrflüssig-
keit im Notfall aufgefangen werden. Das Biogas wurde in Gasbeuteln gesammelt und gezielt
abgeleitet. Aufgrund der geringen entstandenen Gasmengen konnte eine Qualitätsanalyse
nicht durchgeführt werden (siehe Prinzipskizze Bild 28).
Tabelle 22: Kenndaten Laborbatchanlage
Beschreibung
ausgewählte Parameter
Laborbatchanlage
Klimaschrank
10 Batchbehälter
Durchmischung
10 Gasuhren (Kippzähler)
TLBA = ca. 38 °C
Vges = 25 L (10 ·2,5L)
VFlüss = 15 L (10 ·1,5L)
4 Material und Methoden
73
Legende: TLBA: Temperatur in der Laborbatchanlage, Vges: Gesamtvolumen Laborbatchanlage: VFlüss: Flüssig-
keitsvolumen Laborbatchanlage
4.2 Analyseprogramm, Probenahme und Analyseparameter
4.2.1 Klärschlammvergärung mit Co-Substrat
Die Analysen im großtechnischen Betrieb wurden im Labor der Berliner Wasserbetriebe auf
dem Klärwerk Waßmannsdorf durchgeführt. Für spezielle Untersuchungen wurden die Pro-
ben zertifizierten privaten Analyselabors übergeben. Eine Aufstellung aller gemessenen Pa-
rameter enthält Tabelle 23. Die Analyseverfahren sind im Anhang dargestellt. Zur Bestim-
mung der einzelnen Parameter kamen die im DIN-Regelwerk bestimmten Einzelverfahren
und – beispielsweise in verschiedenen Selbstüberwachungsverordnungen der Länder – als
gleichwertig eingestufte Analyseverfahren (Küvettentests) zur Anwendung. Dabei wurden
Proben an den in Tabelle 23 und Bild 29 benannten Probenahmestellen (PN) nach dem
Stand der Technik entnommen und analysiert. Über vorhandene Online-Messungen wurden
weitere Quantitäts- und Qualitätsparameter in voreingestellten Zeitabständen gemessen und
als benötigte Mittelwerte ausgegeben. Die Online-Messgeräte wurden bestimmungsgemäß
gewartet und geeicht. Die Probenahmestellen wurden so ausgewählt, dass repräsentative
Probenahmen möglich waren.
Tabelle 23: Analyseparameter Schlammvergärung mit Co-Substrat
Parameter
Labor
Häufigkeit
PN-Stelle
Q
BWB
Online-Messung
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
T
BWB
Online-Messung
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
pH
BWB
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
Dichte
BWB
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
TR
BWB
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
oTR
BWB
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
Organische Säuren
BWB/Fremdvergabe
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 5
TOC
Fremdvergabe
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 5
NH4-N, org.N (=TKN)
BWB/ Fremdvergabe
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 5
Pges
Fremdvergabe
nach Bedarf
5
CSBfil
BWB/ Fremdvergabe
1-mal pro Woche
1, 2, 2.1, 3, 4, 5
CH4
BWB
Online-Messung
6, 7
CO2
BWB
Online-Messung
6, 7
Lipophile Stoffe
Fremdvergabe
1-mal pro Woche
5
4 Material und Methoden
74
Bild 29: Übersicht der Messstellen Co-Vergärung Waßmannsdorf
4.2.2 Vergärung von Braunwasser mit Co-Substrat
Die Analysen wurden im Labor der Berliner Wasserbetriebe auf dem Klärwerk Stahnsdorf
durchgeführt. Für spezielle Untersuchungen wurden die Proben zertifizierten privaten Analy-
selabors übergeben. Eine Aufstellung aller gemessenen Parameter, der dazugehörigen Ver-
fahren, der Häufigkeit und den Probenahmestellen enthält Tabelle 24. Analysemethoden
sind im Anhang aufgeführt.
Tabelle 24: Analyseparameter Braunwasservergärung mit Co-Substrat
Parameter
Labor
Häufigkeit
PN-Stelle
Q
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
T
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
pH
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
TR
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
oTR
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
CSB/ CSBfil
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
Org. Säuren
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
NH4-N, Nges
BWB, TUB
1-mal pro Monat
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
Pfil
BWB, TUB
1-mal pro Monat
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
PO4-P
BWB, TUB
1-mal pro Monat
2.6, 2.7, 2.10, 2.11, 2.12
CH4
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2,8
CO2
BWB, TUB
2-mal pro Woche
2,8
4 Material und Methoden
75
An der Biogasanlage wurde an 2 Wochentagen (Dienstag und Donnerstag) an den dort vor-
handenen Probenahmestellen jeweils eine Stichprobe entnommen. Aufgrund der geringen
Durchflüsse und zeitlicher Vorgaben war die Entnahme von Mischproben nicht möglich. Da
der Biogasreaktor voll durchmischt wurde, kann davon ausgegangen werden, dass es sich
um repräsentative Proben handelt.
Da die Küchenbioabfälle (KBA) bereits in dem zum Vorlagebehälter zugeleiteten Gemisch
(BW+KBA) an Probenahmestelle (PN 2.9) mit erfasst wurden, wurden diese nur in Stichpro-
ben einzeln analysiert. Die Analysenparameter aus diesen Stichproben waren: Kohlenhydra-
te, Fette, Eiweiße, CSB, TR, oTR, Nges, NH4-N, Pges, PO4-P.
Bild 30: Übersicht der Messstellen Biogasanlage NASS Stahnsdorf
4.3 Eingesetzte Substrate
4.3.1 Klärschlammvergärung mit Co-Substrat auf dem KW Waßmannsdorf
4.3.1.1 Klärschlamm
Allgemeines
Der jährliche Anfall an Klärschlamm (KS) auf dem untersuchten Klärwerk betrug in den letz-
ten 10 Jahren im Mittel ca. 680.000 m³. Davon entfielen 385.000 m³ mit einem mittleren Tro-
ckenrückstand von 5,0 % und einem oTR von 4,1 % (81 % vom TR) auf den Primärschlamm
(PS). In der Nachklärung wurden ca. 295.000 m³ Sekundärschlamm (SS) mit einem mittleren
TR von 6,9 % und einen oTR von 5,4 % (79 % vom TR) gesammelt. Der gesamte oTR-
Abbau in der Vergärung lag im Mittel bei 46 %. Das Verhältnis von Primärschlamm zu vor-
eingedicktem Sekundärschlamm (PS : SS) betrug damit 1 : 0,8.
4 Material und Methoden
76
Klärschlammmenge
In Bild 31 sind die zugeführten Frischschlammengen aus den Versuchsphasen 1 (VP 1) und
2 (VP 2) dargestellt.
In diesem Balkendiagramm ist der prozentuale Anteil des Zuflusses zu den einzelnen Faul-
behälter mit dargestellt. Die den VP 1 und VP 2 vor-, zwischen- und nachgelagerten Zeit-
räume sind matt dargestellt und dienen zur Orientierung sowie dem Nachweis der Änderun-
gen. Diese Phasen waren aufgrund von Betriebsstörungen sowie Messgeräteausfall nicht
auswertbar.
Bild 31: Schlammmengen im Zulauf zu den einzelnen Faulbehältern in prozentualen Anteilen an
der gesamten Schlammmenge in den Versuchsphasen 1 und 2
Tabelle 25 zeigt die absoluten Schlammengen im Zulauf zu den einzelnen Faulbehältern. Die
der Vergärung zufließende gesamte frische Mischschlammmenge betrug 2008 672.451 m³.
Das Monatsmittel lag bei 56.038 m³ und schwankte im Jahresverlauf um maximal 10 %. Für
das Jahr 2009 lagen die Werte leicht erhöht bei 679.643 m³ (+1 %) pro Jahr und mittleren
56.637 m³/Monat mit einer Maximalschwankung von 12 %. Damit liegen die angefallenen
Schlammmengen im ähnlichen Bereich wie in den letzten Jahren (s.o.).
Deutlich zu erkennen ist, dass in den Monaten vor Beginn der Co-Substrat–Zugabe (Mengen
der Co-Substrate siehe Abschnitt 4.3.1.2) beide Kaskaden mit nahezu der gleichen Klär-
schlammmenge beschickt wurden. Hinsichtlich der Biogasproduktion und –qualität waren
beide Faulbehälter dadurch auf dem gleichen Niveau. Aufgrund unterschiedlicher Betriebs-
bedingungen, die durch betriebliche Notwendigkeiten (Behältersanierung, Behebung von
kurzfristigen Störungen) beeinflusst waren, mussten über den Untersuchungszeitraum Ände-
rungen am Beschickungsregime vorgenommen werden. Aus diesem Grund waren die Mona-
VP 1
VP 2
FB I
FB II
FB III
FB IV
FB V
FB VI
4 Material und Methoden
77
te Mai, Juni und Juli für die Auswertungen in Versuchsphase 2 nicht geeignet und konnten
nicht berücksichtigt werden.
Durch die Sanierung des FB I in der ersten Versuchsphase wurde auch weniger Schlamm in
die zweite Kaskadenstufe gegeben. Dies war die Hälfte des Zulaufs zu FB II (jeweils ca.
25 % des Gesamtschlammes). Dieser Wert stieg auf mittlere 36 % pro Faulbehälter in der
zweiten Kaskadenstufe. Mengenmäßig entsprach dies im Mittelwert 13.183 m³/Monat jeweils
für FB III und FB IV in Versuchsphase 1. In Versuchsphase 2 erhöhte sich die beschickte
Schlammmenge deutlich um ca. 53 % auf mittlere 20.113 m³/Monat in FB III und
20.160 m³/Monat in FB IV (siehe Tabelle 25).
Tabelle 25: Monatsschlammmengen im Zulauf zu den einzelnen Faulbehältern in m³
Zulauf
[m³/Monat]
VP 1
2008
VP 2
2009
Min
Mittel
Max
Min
Mittel
Max
FB I
-
-
496
8.564
1.651
21.114
17.994
0
20.113
17.616
22.318
24.406
FB II
25.678
17.796
26.831
22.380
28.413
28.413
17.885
9.700
20.160
18.529
23.105
23.105
FB III
-
-
163
1.180
439
6.805
-
-
1
1.312
4
7.843
FB IV
-
-
108
1.144
412
6.666
-
-
-
1.309
-
7.632
FB V
12.405
8.998
13.294
11.340
14.273
14.273
-
-
6.646
7.259
13.905
13.905
FB VI
12.222
8.917
13.231
11.273
13.940
13.940
5.797
5.797
10.021
10.557
13.242
13.242
„-“ = keine Beschickung
Um die erste Kaskadenstufe zu entlasten, wurde das Verhältnis zwischen der Beschickung
der Kaskadenvergärung und der Beschickung der Monobehälter FB V und FB VI von 67 : 33
auf 51: 49 (FB III+FB IV : FB V+FB VI) verändert. In Versuchsphase 2 stieg dieses Verhältnis
von 57 : 43 auf 82:18.
Um eine Überlastung der Faulbehälter und das verstärkt auftretende Schäumen durch eine
veränderte Biozönose (Steigerung von fädigen Mikroorganismen (v.a. Microthrix parvicella)
in den Wintermonaten) zu verhindern, wurde zusätzlich von November 2008 bis Februar
2009 nicht der gesamte Mischschlamm für die Kaskadenvergärung der ersten Kaskadenstu-
fe, sondern ebenfalls der zweiten Kaskadenstufe zugeleitet. Deutlich zu erkennen ist dies in
den Monaten November 2008 bis Februar 2009 in Bild 31. In diesem Zeitraum lag das Ver-
hältnis zwischen Beschickung der ersten und zweiten Kaskade im Mittel bei 1 : 0,8.
4 Material und Methoden
78
Klärschlammqualität
In Tabelle 26 sind die wichtigen Schlammparameter des zufließenden Mischschlammes zur
ersten Kaskadenstufe für die Versuchsphase 1 und 2 sowie die Jahresmittel-, -maximum-
und -minimumwerte zum Vergleich dargestellt. Der zugeführte Mischschlamm in Versuchs-
phase 1 hatte im Mittel 5,8 % Trockenrückstand und lag in der Versuchsphase 2 auf dem
gleichen Niveau. Lediglich im Jahr 2008 war dieser Wert geringfügig höher. Der organische
Trockenrückstand liegt ebenfalls in beiden Versuchsphasen nahezu gleich hoch. Die restli-
chen dargestellten Mittelwerte der Parameter schwanken zulauf- und betriebsbedingt in nor-
malen Bereichen. Bei den Minimal- und Maximalwerten sind die Schwankungen deutlicher.
Die Einflüsse hierfür sind betrieblicher Natur (z.B. notwendige kurzzeitige Umstellungen im
Beschickungsregime). Diese sind im jahreszeitlichen Verlauf normal und haben keine signifi-
kanten Auswirkungen auf die geplanten Untersuchungen.
Tabelle 26: Schlammparameter im Zulauf zur ersten Kaskadenstufe
Zulauf
erste Kaskadenstufe
VP 1
(Vergleichswert 2008)
VP 2
(Vergleichswert 2009)
Parameter
Einheit
Min
Mittel
Max
Min
Mittel
Max
pH
[–]
5,8
(5,8)
5,9
(6,0)
6,0
(6,2)
5,5
(5,5)
6,0
(6,0)
6,4
(6,4)
TR
[%]
5,1
(5,1)
6,0
(5,8)
6,7
(6,7)
5,3
(5,3)
5,8
(5,8)
6,2
(6,4)
oTR
[%]
4,2
(3,9)
4,8
(4,6)
5,5
(5,5)
4,3
(4,2)
4,7
(4,7)
5,8
(5,1)
org. Säuren*
[mg/L]
97
(97)
1.031
(1.013)
1.836
(1.836)
103
(103)
1.294
(1.122)
2.309
(2.309)
TOC*
[g/L]
2,1
(2,1)
32,2
(38,1)
44,0
(45,0)
34,7
(1,2)
42,3
(38,6)
45,0
(69,0)
*Messwerte lagen nur für den Zeitraum vom 07.10.2008 bis zum 31.12.2009 vor.
Tabelle 27 zeigt wichtige Schlammzulaufparameter der Faulbehälter FB III und FB IV in den
Versuchsphasen 1 und 2. Es sind die Minimum-, Maximum- und Mittelwerte dargestellt.
Die identischen Parameter in FB III und FB IV in der ersten Versuchsphase 1 haben ihren
Grund in der gemeinsamen Beschickung aus FB II. Damit war die Qualität des Zulaufs
gleich.
In Versuchsphase 2 waren die Zulaufbedingungen der Faulbehälter der zweiten Kaskaden-
stufe nahezu gleich. Lediglich für den TOC ergab sich beim Mittelwert eine um 10 % höhere
Konzentration. Die organischen Säuren waren im FB III etwas über 10 % gegenüber dem
FB IV höher, lagen jedoch mit 200 mg/L auf einem gut ausgefaulten Niveau (siehe Abschnitt
2.2.3.6).
4 Material und Methoden
79
Tabelle 27: Schlammparameter im Zulauf zur zweiten Kaskadenstufe (FB III/FB IV)
Zulauf FB III/FB IV
VP 1
VP 2
Parameter
Einheit
Min
Mittel
Max
Min
Mittel
Max
pH
[–]
5,8/5,8
6,6/6,6
7,2/7,2
7,0/7,0
7,2/7,2
7,5/7,4
TR
[%]
2,8/2,8
3,6/3,6
4,1/4,1
2,9/3,0
3,7/3,8
4,2/6,1
oTR
[%]
2,0/2,0
2,6/2,6
2,8/2,8
1,7/2,3
2,6/2,7
3,0/3,3
org. Säure
[mg/L]
125/125
206/206
283/283
78/36
201/173
438/543
TOC
[g/L]
1,3/1,3
28,6/28,6
41,3/41,3
32,5/5,7
37,2/33,3
44,6/55,1
*Messwerte lagen nur für den Zeitraum vom 07.10.2008 bis zum 31.12.2009 vor.
Bei baugleichen Behältern (wie FB III und FB IV) können sich aufgrund nicht immer eindeutig
deckungsgleicher Betriebsverhältnisse geringfügig unterschiedliche Qualitäten ausbilden.
Tabelle 27 zeigt, dass im Allgemeinen vergleichbare Verhältnisse vorliegen. Eine Vergleich-
barkeit der Behälter war somit gegeben.
4.3.1.2 Co-Substrate
Co-Substratmenge
In Tabelle 28 sind die angelieferten Co-Substratmengen der beiden Versuchsphasen darge-
stellt. In Versuchsphase 1 wurden mit knapp 97 % der gesamt angelieferten Menge fast aus-
schließlich normale Fettabscheiderinhalte (nFAI), die ohne Vorbehandlung direkt aus Fett-
abscheidern entsorgt wurden, an der Annahmestation angeliefert und in den FB III beschickt.
Lediglich eine geringe Menge an aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten (akFAI) mit einem
Anteil von 3,3 % wurde angeliefert und beschickt. Die Versuchsphase 2 erstreckte sich eben-
falls über fünf Monate. Hier wurden zusätzlich ein Anteil von 11,6 % fetthaltige Flotat-
schlämme (fFS) aus der Lebensmittelindustrie angenommen. Aufgrund des geringen Spei-
chervolumens (siehe Abschnitt 4.1.1) erfolgte eine Beschickung in der Regel direkt nach
Annahme der Co-Substrate, so dass Speichereffekte für die Berechnungen nicht zu berück-
sichtigen waren.
In Versuchsphase 2 wurden die angelieferten Mengen im Vergleich zur Versuchsphase 1
zum Teil deutlich erhöht. Für die normalen Fettabscheiderinhalte ergab sich eine geringfügi-
ge Reduzierung. Insgesamt entsprach dies einer Steigerung von 32 % für die Gesamtmenge
(normale Fettabscheiderinhalte: –4,3, aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte: +635,6 %, fett-
haltige Flotatschlämme: kein Basiswert vorhanden).
In Bild 32 ist die Entwicklung der angelieferten und beschickten Co-Substratmengen grafisch
dargestellt. Des Weiteren wird die Co-Substratmenge in Bezug auf die beschickte Klär-
schlammmenge als Prozentsatz und der enthaltene oTR im Co-Substrat in Bezug auf den
enthaltenen oTR im zugeführten Klärschlamm als Prozentsatz gezeigt.
4 Material und Methoden
80
Tabelle 28: Anlieferungsmengen der Versuchsphase 1 und 2
Menge
VP 1
VP 2
[Mg]
[%]
[Mg]
[%]
normale Fettabscheiderinhalte
1.782,6
96,7
1.706,0
70,2
aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte
60,1
3,3
442,1
18,2
Flotatschlämme
0
0
280,6
11,6
Summe
1.842,8
100
2.428,7
100
pro Monat
368,6
–
485,7
–
pro Tag
11,9
–
15,9
–
Eine Steigerung des Verhältnisses von Co-Substrat und Klärschlamm im FB III von Ver-
suchsphase 1 zu 2 ist zu beobachten. Dieses Verhältnis liegt in der ersten Versuchsphase
(Co-Substratmenge bezogen auf die Klärschlammmenge) bei durchschnittlich 2,7 % (Min:
1,5 %; Max: 3,7 %). Bezieht man dieses Verhältnis auf die oTR-Menge, erhöht sich das Ver-
hältnis auf mittlere 7,0 % (Min: 4,0 %; Max: 10,8 %).
0,2
3,8
(7,0)
1,5
(4,0)
2,0
(6,3)
2,6
(5,9)
3,5
(8,1)
3,7
(10,8)
1,3
(1,1)
0,2
(0,8)
1,3
(3,9)
1,8
(8,1)
2,1
(9,8)
2,9
(22,6)
3,1
(14,0)
2,7
(17,2)
2,7
(7,6)
2,1
(5,4)
2,9
(8,3)
2,1
(8,5)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1.000
Jan
Feb
Mär
Apr
Mai
Jun
Jul
Aug
Sep
Okt
Nov
Dez
Jan
Feb
Mär
Apr
Mai
Jun
Jul
Aug
Sep
Okt
Nov
Dez
2008 2009
Co-Substratmenge [Mg/Monat]
1 2 3 4
Legende:
nFAI-normale Fettabscheiderinhalte, akFAI-aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte, SR-Speisereste,
fFS-fetthaltige Flotatschlämme
(kursiv geschriebene Werte auf den Balken: prozentualer Anteil der zugeführten Co-Substrate an der
zugeführten Klärschlammmenge im FB III in Bezug auf das Volumen; darunter in Klammern: prozen-
tualer oTR-Anteil des Co-Substrate an der oTR-Menge des KS)
Bild 32: angelieferte Co-Substratmengen in VP 1 und VP 2
Grund hierfür sind die i.d.R. gegenüber dem Klärschlamm höheren oTR-Konzentrationen im
Co-Substrat.
VP 1
VP 2
nFAI akFAI SR fFS
4 Material und Methoden
81
Die mittlere angelieferte Co-Substratmenge in Versuchsphase 1 betrug ca. 12 Mg pro Tag. In
Versuchsphase 2 wurden durchschnittlich ca. 16 Mg/d angeliefert. Zwar erhöhte sich die Co-
Substratmenge pro Zeiteinheit in Versuchsphase 2, jedoch erhöhte sich nach Betriebsum-
stellung des Beschickungsregimes im Februar auch die zugeführte Klärschlammmenge in
FB III und FB IV pro Zeiteinheit (siehe Abschnitt 4.3.1.1), so dass die absolute Mengenstei-
gerung des Co-Substrates nicht zu einem mengenbezogenen höheren Anteil des Co-
Substrates an der Gesamtmenge in Versuchsphase 2 führte. Mit steigenden Anlieferungs-
mengen der aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalte in Versuchsphase 2 und der fetthaltigen
Flotatschlämme, die durch einen höheren oTR-Gehalt als normale Fettabscheiderinhalte
gekennzeichnet sind, erhöhte sich das Verhältnis Co-Substrat : Klärschlamm, in Bezug auf
die oTR-Menge, deutlich.
Die dadurch theoretisch produzierbare Gasmenge aus den Co-Substraten beträgt bei ange-
nommenen 700 L/kg oTRzu (siehe Abschnitt 2.4.3.1) für Fettabscheiderinhalte und fetthaltige
Flotatschlämme:
in Versuchsphase 1: 1.067 m³ Biogas,
in Versuchsphase 2: 1.974 m³ Biogas.
Co-Substrat-Qualität
Fettabscheiderinhalte
In Tabelle 29 sind die Messungen des Klärwerks Waßmannsdorf mit Literaturwerten vergli-
chen. Die Probenahme für die Literaturwerte nach ATV (1998) erfolgten in einzelnen Fett-
abscheidern. Für die Fettabscheiderinhalte der EM war diese Art der Probenahme nicht
möglich, da der Inhalt eines Anlieferungsfahrzeuges aus mehreren Fettabscheidern bestand
und die Probenahme auf dem Klärwerk direkt aus dem Anlieferungsfahrzeug als Mischprobe
bzw. als Mischprobe aller Anlieferungen einer Woche entstand. Dies führt dazu, dass eine
gewisse Vergleichmäßigung der Messwerte erfolgt. Eine Vergleichbarkeit der Literaturwerte
und EM erscheint bei genauer Betrachtung der Ergebnisse – vor allem für die Mittelwerte –
dennoch gegeben.
Vergleicht man in Tabelle 29 die normalen Fettabscheiderinhalte (Literaturwerte der ATV und
der eigenen Messungen), erkennt man für den TR deutlich höhere Analysewerte in der Lite-
ratur als bei den EM. Die Relationen bei den damit zusammenhängenden oTR-Werten be-
finden sich auf einem ähnlich hohen Niveau. Bei den organischen Säuren (orgS) lagen die
Minimal- und Maximalwerte jeweils auf einem fast doppeltem Niveau gegenüber der
ATV (1998). Gründe hierfür könnten in der Art des Zulaufs der entsorgten Fettabscheider
liegen, können jedoch aufgrund fehlender Informationen zu den Quellen nicht belegt werden.
Durch die höhere Vorversäuerung war eine schnellere Vergärbarkeit gegeben. Lipophile
Stoffe waren im Mittelwert ähnlich hoch. Der Vergleich der Medianwerte hätte bessere Er-
kenntnisse hinsichtlich der Gewichtung ergeben. Im ATV-Arbeitsbericht /ATV 1998/ wurden
diese jedoch nicht ermittelt.
Bei den eigenen Messungen zeigte sich, dass der größte Anteil der Anlieferungen auf dem
Klärwerk einen sehr hohen Wassergehalt (bis 80 Masse-%) und niedrigen Fettanteil (kleiner
4 Material und Methoden
82
als 1 Masse-%) aufwies. Gründe hierfür können in der Art der Entsorgung und der genutzten
Entsorgungsfahrzeuge liegen. Solche hohen Wassergehalte sind für eine Co-Vergärung
kontraproduktiv. Nähere Angaben sind im Abschnitt 2.4.3.3 enthalten.
Die Aufkonzentrierung bei den Fettabscheiderinhalten mit dem Ziel, konzentrierte Co-
Substrate durch den Entzug von Wasser zu generieren, zeigt bei den untersuchten Werten
aus der EM eindeutige Wirkung. Im Mittel wurde die Feststoffkonzentration mehr als vervier-
facht. Bei der Konzentration der Organik, bezogen auf den Feststoffgehalt, ergaben sich wie
erwartet nur marginale Veränderungen.
Für den Fettgehalt, der über den Parameter lipophile Stoffe erfasst wurde, war eine Ver-
sechsfachung der Konzentration zu verzeichnen. Damit zeigt sich, dass durch die Aufkon-
zentrierung der Fettabscheiderinhalte der Energiegehalt eindeutig erhöht ist. Somit wird auch
Energie für den Transport gespart. Die Aufkonzentrierung erfolgte bei einem externen Unter-
nehmen, dass durch Lagerung und Abzug der Wasserphase eine Erhöhung des Organikge-
haltes erreichte.
Tabelle 29: Vergleich der Messungen der Fettabscheiderinhalte in Waßmannsdorf mit Werten
aus ATV (1998)
Quelle
Literatur
/ATV 1998/
unbehandelte
Fettabscheiderinhalte
(Waßmannsdorf 2008/09)
aufkonzentrierte
Fettabscheiderinhalte
(Waßmannsdorf 2008/09)
Parameter
Min
Mittel
Max
Min
Mittel
Max
Min
Mittel
Max
TOC
[mg/L]
12.980
30.388
77.220
65.280
95.595
352.300
CSBfil
[mg/L]
4.100
8.971
22.000
7.200
22.400
80.000
BSB5fil
[mg/L]
2.640
5.625
14.000
710
12.285
49.000
Dichte
[g/cm³]
0,98
1,00
1,01
0,97
0,99
1,02
pH
[mg/l]
2,0
5,0
5,8
4,5
4,8
5,2
4,0
4,5
5,0
TR
[%]
6
10
33
2
5
11
13
22
54
oTR
[% TR]
25
90
98
91
94
99
93
96
99
org. Säuren
[mg/L]
1.000
2.500
3.800
147
2.834
4.636
755
4.739
7.687
lip. Stoffe
[mg/l]
7.800
30.000
103.000
6.080
15.966
36.210
23.040
95.596
352.300
Pges
[mg/L]
900
12
60
170
21
61
140
Norg
[mg/L]
40
118
259
66
168
329
NH4-N
[mg/L]
20
80
100
22
69
120
19
62
110
Sges
[mg/L]
16
95
258
38
269
410
Beim Phosphor zeigte der Wasserentzug hinsichtlich der mittleren Konzentration keine Wir-
kung. Für den organischen Stickstoff konnte eine Steigerung von 42 % bei den aufkon-
zentrierten Fettabscheiderinhalten nachgewiesen werden.
In Bezug auf die Phosphor-Rückbelastung (siehe Abschnitt 5.1.3.2) sind kaum negative Ef-
fekte zu erwarten, da sich die Werte für Phosphor nicht deutlich änderten. Die Erhöhung des
Norg muss beobachtet werden. Aufgrund des hohen Fettgehaltes in den aufkonzentrierten
4 Material und Methoden
83
Fettabscheiderinhalten müssen im Betrieb der Vergärung weitere Regeln beachtet werden.
Hinweise dazu gibt Kapitel 2.4.
Speisereste und Flotatschlämme
Wie bereits ausgeführt wurden als Co-Substrate auch Speisereste (SR) und fetthaltige Flo-
tatschlämme (fFS) angenommen.
Bei den Speiseresten handelte es sich um eine probeweise Annahme im November 2008.
Diese hatte nur sehr geringen Einfluss auf die Versuchsphasen und sind an dieser Stelle nur
der Vollständigkeit halber erwähnt. Die fetthaltigen Flotatschlämme aus der Lebensmittelin-
dustrie wurden probeweise in zwei Chargen in Versuchsphase 1 in geringen Mengen ange-
nommen. In Versuchsphase 2 wurden diese ab Februar 2009 mit Unterbrechungen bis zum
Jahresende angenommen.
Beim Vergleich der Parameter in Tabelle 30 zeigt sich die gute bis sehr gute Eignung beider
Stoffgruppen als Co-Substrat hinsichtlich des Gehaltes an lipophilen Stoffen sowie hinsicht-
lich des Kohlenstoffgehaltes und des oTR. Dabei ist für die fetthaltigen Flotatschlämme ein
TOC-Wert unterhalb des Messwertes der normalen Fettabscheiderinhalte zu verzeichnen.
Allerdings ist hier der Gehalt an oTR mit 14 % fast dreimal so hoch. Da die Analysen für den
Stickstoff nur in der Schwebstoff-/Emulsionsphase analysiert wurden, ist dieser weniger aus-
sagekräftig und lässt sich nur bedingt vergleichen. Jedoch liegt dieser Wert bei den fetthalti-
gen Flotatschlämmen deutlich höher als bei den Speiseresten.
Tabelle 30: Mittelwerte der Co-Substrate Flotatschlämme (aus der Lebensmittelindustrie) und
Speisereste im Vergleich zu den Fettabscheiderinhalten
Quellen
Flotat-
schlämme
(EM 2008)
Speisereste
(EM 2008/09)
unbehandelte
Fettabscheider-
inhalte
(EM 2008/09)
aufkonzentrierte
Fettabscheider-
inhalte
(EM 2008/09)
Parameter
Mittel
Mittel
Mittel
Mittel
TOC
[mg/L]
22.000
111.000
30.388
95.595
CSB
[mg/L]
421.000
225.000
8.971*
22.400*
Dichte
[g/cm³]
0,98
1,06
1,00
0,99
TR
[%]
14
21
5
22
oTR
[% TR]
97
91
94
96
lip. Stoffe
[mg/L]
120.000
40.000
15.966
95.966
Pges
[mg/L]
336
1.050
60
61
Norg
[mg/L]
3.073**
100**
118
168
Sges
[mg/L]
1,1
0,5
95
269
* filtrierte Probe, ** Es wurde nur Schwebstoffe/Emulsion beprobt.
4 Material und Methoden
84
Die Schwebstoff-/Emulsionsphase hat einen hohen Anteil an der Gesamtsubstanz und gibt
im Vergleich zu anderen Co-Substraten einen Hinweis auf eine mögliche stärkere Rückbe-
lastung. Für die P-Rückbelastung haben die Speisereste das höchste Potenzial (+1.750 %).
Die fetthaltigen Flotatschlämme liegen fünffach über den Werten der normalen Fettabschei-
derinhalte. Nach dem Abbau im biologischen Reinigungsprozess und der MAP-Fällung auf
dem Klärwerk kann diese potenzielle Rückbelastung jedoch sehr gut wieder abgebaut wer-
den, so dass die Belastung deutlich geringer ausfällt. Hinsichtlich des Schwefels bieten die
fetthaltigen Flotatschlämme und Speisereste eine geringere Neigung für die Schwefelwas-
serstoffproduktion bei der Klärschlammvergärung, wo der H2S-Gehalt bei ca. 1 % liegt
/LEHRMANN (2010)/. Bei Annahme dieser Stoffe in größeren Mengen sind für die Gasent-
schwefelung dadurch keine Engpässe zu befürchten.
Störstoffe
Neben den vorstehend dargestellten Parametern in den angenommenen Co-Substraten sind
in diesen verschiedene Störstoffe enthalten. Diese haben in der Regel keinen Einfluss auf
die biologischen Prozesse in der Vergärung, können den Faulprozess aber durch schädi-
gende Einflüsse auf die Anlagentechnik negativ beeinflussen.
Nachfolgend sind die häufigsten aus dem vorgeschalteten Siebkorb entfernten Störstoffe
benannt:
Verpackungsfolien und –bänder,
Gummihandschuhe,
Essbesteck (Metall, Plastik),
Plastikgeschirr und Becher, Strohhalme,
Reinigungstücher,
tote Nagetiere,
sonstige Störstoffe,
verschiedene Holzpartikel.
Bild 33: Siebanlage mit Siebkorb zur Abscheidung von Störstoffen (li.); mit Störstoffen gefüllter
Siebkorb (Mi.); Störstoffe aus dem Co-Substrat (re.)
Eine quantitative und qualitative Analyse der Störstoffe, auch hinsichtlich des spezifischen
Aufkommens in den einzelnen Co-Substraten, erfolgte nicht. Es wurde beobachtet, dass der
4 Material und Methoden
85
höchste Belastungsgrad mit Störstoffen bei den normalen Fettabscheiderinhalten gegeben
war.
4.3.2 Braunwasservergärung mit Co-Substrat
4.3.2.1 Braunwasser
Der Zulauf zur Biogasanlage betrug über den gesamten Untersuchungszeitraum 24.315 L in
808 d. Dies entspricht einem mittleren Zufluss von 30 L/d. Der Biogasreaktor wurde mit ins-
gesamt 9.605 L beschickt. Die tägliche Beschickungsmenge liegt im Mittel bei ca. 12 L. Dies
ergibt eine mittlere Verweilzeit von 25 d. Damit wurden insgesamt ca. 25 m³ Braunwasser
erfasst. Darin enthalten waren 400 kg CSB, 430 kg TR und 370 kg oTR. Insgesamt wurden
63 m³ Biogas produziert. Das entspricht über die gesamte Laufzeit betrachtet einer spezifi-
schen Biogasproduktion von 170 L/(kg oTRzu). Aufgrund von Betriebsproblemen und Fehl-
messungen muss dieser Wert als nicht belastbar angesehen werden.
Da in der Literatur noch kaum Werte für Braunwasser vorhanden sind, wurden die komplet-
ten Beschickungszeiträume ausgewertet. In Tabelle 16 sind die Mittelwerte aus den Beschi-
ckungszeiträumen mit Braunwasser als Monosubstrat (ohne Zugabe von Küchenbioabfall)
und aus den Phasen mit Braunwasser (BW) und Küchenbioabfall (KBA) als Co-Substrat an-
gegeben.
Tabelle 31: Mittelwerte Braunwasser (± Standardabweichung) der Beschickungszeiträume ohne
und mit Küchenbioabfallzugabe
Parameter
n
BW ohne KBA
n
BW mit KBA
Dauer
[d]
331
409
Q
[L/d]
100
32,3
116
35,5
CSBhom
[mg/l]
35
9.575 ± 3.643
56
13.684 ± 5.637
CSBfil
[mg/l]
33
1.363 ± 641
56
2.543 ± 774
TR
[%]
77
0,71 ± 0,37
111
1,07 ± 0,37
oTR
[%]
76
0,56 ± 0,32
111
0,88 ± 0,34
Nges
[mg/L]
16
412 ± 163
26
509 ± 149
NH4-N
[mg/L]
16
211 ± 32
27
209 ± 53
Pges
[mg/L]
11
37,2 ± 9,5
27
38,4 ± 9,3
PO4-P
[mg/L]
11
33,8 ± 11,2
27
34,0 ± 8,5
org. Säuren
[mg/L]
33
475,7 ± 218,9
58
1.029,1 ± 380,1
pH
[–]
78
6,97
111
6,53
Durch die Erfassung in Vakuum-No-Mix-Toiletten und den Transport über eine Vakuumlei-
tung in die Vakuumanlage sind die Feststoffe im Braunwasser zum Zeitpunkt der Probenah-
me bereits stark zerkleinert und kann als weitgehend homogenisiert bezeichnet werden.
Durch die gegenüber herkömmlichen No-Mix–Toiletten geringere Verdünnung in den Vaku-
um–No-Mix–Toiletten ist die Konzentration der Schmutzstoffe (hier gemessen als CSB) ge-
4 Material und Methoden
86
genüber häuslichem Abwasser ca. 20-fach erhöht. Ein weiterer Grund für die hohe CSB-
Konzentration ist die fehlende Verdünnung durch das Grauwasser, die bei normalem häusli-
chem Abwasser vorhanden ist (siehe Abschnitt 2.1).
Die gemessenen Werte weisen eine große Streuung um den Mittelwert auf. Die stärkste
Streuung ist beim oTR für das Braunwasser ohne Küchenbioabfall vorhanden. Durch die
Zugabe von Küchenbioabfall reduzierte sich diese. Insbesondere wiesen die Parameter
CSBhom (ohne KBA: 38 %, mit KBA 41 %), CSBfil (47 %, 30 %), TR (52 %, 35 %) und organi-
schen Säuren (46 %, 37 %) starke Schwankungen auf.
Die größten vorhandenen Einflüsse sind:
der geringe Anschlusswert,
das Benutzerverhalten,
die Durchführung der Wartung und Instandsetzung und
die schwankende Nutzungsintensität (Veranstaltungen).
Das bei der Sedimentation abgetrennte feststoffarme Braunwasser läuft im Vorlagebehälter
über und wird einem Sammeltank zugeführt. Die Ergebnisse sind als Mittelwert und Stan-
dardabweichung in Tabelle 32 angegeben. Bezogen auf das Volumen wurde festgestellt,
dass 60 % im Beschickungszeitraum ohne Küchenbioabfälle (58 % mit KBA) des zulaufen-
den Braunwassers als Überstand abgetrennt wurden. In dieser Menge befinden sich jedoch
nur 27 % (28 %) des oTR.
Tabelle 32: Mittelwerte Überlauf (± Standardabweichung) der Beschickungszeiträume ohne und
mit Küchenbioabfallzugabe
Parameter
n
BW ohne Co
n
BW mit Co
Dauer
[d]
331
409
Q
[L/d]
100
19,3
116
20,5
CSBhom
[mg/L]
36
2.456 ± 1.270
56
4.307 ± 1.723
CSBfil
[mg/L]
33
1.174 ± 639
56
2.122 ± 714
TR
[%]
81
0,25 ± 0,07
110
0,38 ± 0,09
oTR
[%]
80
0,15 ± 0,06
110
0,25 ± 0,08
Nges
[mg/L]
16
295 ± 56
26
358 ± 146
NH4-N
[mg/L]
16
209 ± 35
27
203 ± 51
Pges
[mg/L]
13
27,2 ± 12,4
27
29,8 ± 9,5
PO4-P
[mg/L]
13
24,7 ± 11,6
27
25,7 ± 8,8
org. Säuren
[mg/L]
35
415,7 ± 221,2
56
843,6 ± 364,6
pH
[–]
78
8,11
111
7,99
4 Material und Methoden
87
In Bezug auf die gelösten Abwasserinhaltsstoffe (gemessen als CSBfil, Ammonium und or-
ganische Säuren) ist diese Reduzierung folglich wesentlichen geringer. Betrachtet man hier
die Konzentration, so erreicht der Wert im Überstand 86 % (83 %) des CSBfil aus dem
Braunwasser. Die organischen Säuren liegen mit 87 % (82 %) der Konzentration auf fast
identischem Niveau. Die hohe Standardabweichung (z.B. beim CSBhom) zeigt die hohen
Schwankungsbreiten.
Demnach sind etwas mehr als zwei Drittel der Werte in einem Bereich unterhalb oder ober-
halb des arithmetischen Mittels. Es zeigt sich, dass die Wirkungsweise der Sedimentation
stark von der Menge des zulaufenden Braunwassers abhängig ist.
Untersuchungen von BERBIG (2011) bei der Fest-Flüssig–Trennung von Braunwasser in ei-
ner neu entwickelten „Zentrifuge“ zeigten, dass zwar von einem Ausgangswert von 0,1 %
oTR auf 17,3 % aufkonzentriert werden konnte. Allerdings konnten im Zentrat über 46 % der
Konzentration des CSBfil wieder gefunden werden. Einschränkend muss angegeben werden,
dass bei diesen Versuchen Braunwasser aus Schwerkraft–No-Mix–Toiletten des Wohnge-
bäudes genutzt wurde, da für die „Zentrifuge“ benötigte Mengen nicht aus den
Vakuum–No-Mix–Toiletten des Bürogebäudes zur Verfügung gestellt werden konnten.
In einem Projekt mit Schwerkraft–No-Mix–Toiletten in der Lambertsmühle Burscheid
/WUPPERVERBAND (2003)/ wurde als Aufkonzentrierung vor dem Rottesack ein Hydrozyklon
getestet. Dabei wurden im Ablauf der feststoffarmen Phase AFS von 0,04–0,16 % erreicht.
Da hier keine Zulaufwerte dokumentiert sind, lässt sich dieser Wert nicht ausreichend inter-
pretieren und vergleichen. Allerdings erscheint der Hydrozyklon anhand der Ablaufwerte als
eher unzweckmäßig, um für die Vergärung geeignete Feststoffkonzentrationen aus Nicht-
Vakuum–Toiletten zu erzielen.
Tabelle 33: Mittelwerte Zulauf Reaktor (± Standardabweichung) der Phasen ohne und mit Bio-
abfallzugabe
Parameter
n
BW ohne KBA
n
BW mit KBA
Dauer
[d]
331
409
Q
[L/d]
100
13,0
116
15,0
CSBhom
[mg/L]
36
21.686 ± 9.450
56
27.420 ± 10.254
CSBfil
[mg/L]
35
1.659 ± 689
56
3.057 ± 864
TR
[%]
78
1,37 ± 0,64
112
2,04 ± 0,68
oTR
[%]
79
1,15 ± 0,52
112
1,78 ± 0,63
Nges
[mg/L]
16
649 ± 254
26
747 ± 254
NH4-N
[mg/L]
18
214 ± 32
27
217 ± 62
Pges
[mg/L]
13
51,2 ± 6,5
27
50,4 ± 10,3
PO4-P
[mg/L]
13
47,4 ± 7,5
27
45,6 ± 10,2
org. Säuren
[mg/L]
35
561,0 ± 242,6
58
1.283,0 ± 381,3
pH
[–]
78
6,6
113
6,2
4 Material und Methoden
88
Durch die Sedimentation fließt dem Biogasreaktor (BGR) konzentriertes Braunwasser zu.
Das heißt, dass die Konzentration des TR gegenüber der Konzentration im unbehandelten
Braunwasser aus Tabelle 31 deutlich erhöht (+93 %) ist. Im Vergleich zum Überlauf (siehe
Tabelle 32) liegt die Konzentration des TR in der erzeugten feststoffreichen Phase (kon-
zentriertes BW) sogar bei 550 % der feststoffarmen Phase. Der Gehalt an oTR verdoppelt
sich gegenüber der Konzentration im Zulauf der Biogasanlage. Die zulaufende Menge der
feststoffreichen Phase schwankt um 2 L/d und liegt im Mittel bei ca. 40 % des Gesamtzulaufs
zur Biogasanlage. Die organischen Säuren steigen aufgrund des Flüssigkeitsentzuges um
knapp 20 %. Wie schon für die feststoffarme Phase beschrieben, hat die Voreindickung auf
die NH4-N–Konzentration keine Auswirkung. PO4-P und Pges erhöhen sich um ca. 40 %. Der
pH-Wert bleibt in einem für die Vergärung günstigen Bereich und verringert sich auf durch-
schnittlich 6,4. Verglichen mit dem Klärschlamm in der konventionellen Vergärung handelt es
sich bei der feststoffreichen Phase, die dem Biogasreaktor zufließt – trotz der Sedimentation
– eher um hoch konzentriertes Abwasser als um Schlamm.
Aufgrund der vergleichsweise geringen Konzentration an oTR ist die ökonomische Biogas-
produktion durch die technisch und materialmäßig aufwendige Anlagenkonstruktion als kri-
tisch einzustufen. Durch die notwendige Erwärmung der feststoffreichen Phase des Braun-
wassers im mesophil arbeitenden Reaktor wird, wie in vorstehender Beschreibung der
Konzentrationen deutlich wird, unverhältnismäßig viel Wasser mit erwärmt. Dadurch ist eine
effektive Biogasproduktion kaum möglich. Die in Tabelle 33 für die beiden Beschickungszeit-
räume mit und ohne Zugabe von Küchenbioabfall angegebenen Mittelwerte lassen eine Be-
handlung in einem UASB-Reaktor sinnvoller erscheinen.
Exkurs: UASB-Reaktor
UASB-Reaktoren wurden ursprünglich für die Reinigung stark CSB-haltiger Industrieabwäs-
ser eingesetzt. Sie unterscheiden sich gegenüber konventionellen Biogasreaktoren durch:
eine einfachere Anlagenkonstruktion,
eine geringere Verweilzeit ( geringeres Reaktorvolumen),
das Fehlen von Umwälzungseinrichtungen (Durchmischung durch aufsteigende
Gasblasen)
eine niedrigere Prozesstemperatur (i.d.R. psychrophil, Erwärmung durch überschüs-
sige Wärme aus BHKW jedoch möglich) und
einen geringerer Abbaugrad
Nachdem LETTINGA ET AL. (1980) die Anwendung des ersten großtechnischen UASB-
Reaktors für die anaerobe Behandlung von Abwasser beschrieben, sind auf diesem Gebiet
weitere Fortschritte erzielt worden. Für die Anwendung bei der Behandlung von Braunwasser
würden sich verschiedene Optionen ergeben. In der Kombination mit einer Membranbehand-
lung für extreme Abwasserbedingungen, wie sie bei Braun- bzw. Schwarzwasser hinsichtlich
der CSB-Konzentration und unter Umständen für den Salzgehalt vorliegen können, testeten
JEISON&VAN LIER (2008) diese Verfahrenskombination und kamen dabei zu guten Ergebnis-
4 Material und Methoden
89
sen. Unter mesophilen Bedingungen zeigte sich ein stabilerer Flux der Membran gegenüber
dem thermophilen Temperaturbereich.
Für die eigenen Untersuchungen war aufgrund der Randbedingungen (Finanzen und Zeit)
eine Betrachtung der anaeroben Behandlung des Braunwassers mittels UASB-Reaktor nicht
möglich.
Verteilung der Inhaltsstoffe
Wie bereits gezeigt, gehen bei der Sedimentation nicht nur wie beabsichtigt Wasser sondern
auch Nährstoffe, CSB etc. verloren. Die feststoffarme Phase wurde aufgefangen (siehe Ab-
schnitt 4.2.2) und analysiert. In Bild 34 ist die prozentuale Verteilung der Inhaltsstoffe des
Braunwassers in der feststoffarmen Phase (Überstand) und der feststoffreichen Phase (Zu-
lauf Biogasreaktor) in den Beschickungszeiträumen mit und ohne Zugabe von Küchenbioab-
fall ausgewertet. Grundsätzlich wurde festgestellt, dass die Zugabe von Küchenbioabfall das
Trennergebnis in der Sedimentation nicht signifikant beeinflusste. Die Abweichung lag mit
nur 5 % bei den organischen Säuren am höchsten. Beim CSBhom war der Rückhalt durch die
Sedimentation am deutlichsten zu beobachten. 86 % konnten zurückgehalten werden. Mit
der Zugabe der Küchenbioabfälle verschlechterte sich dieser Wert, so dass 18 % im Über-
stand verblieben. Dabei wurde das Volumen ohne Küchenbioabfall um 60 % (58 % mit KBA)
reduziert. Der leicht abbaubare CSB der im CSBfil erfasst wird, ging durch die Sedimentation
stärker verloren. Im Mittel blieben nur 50 % im Zulauf zum Biogasreaktor zurück. Grundsätz-
lich gilt, dass die feststoffgebunden Inhaltsstoffe des Braunwassers von der Sedimentation
stärker beeinflusst wurden und sich deutliche Rückhalteeffekte zeigten. Von den gelösten
Stoffen, wie beispielsweise NH4-N, ist der Rückhalt deutlich schlechter. Über die Hälfte des
NH4-N (59 % / 56 %) bleiben in der feststoffarmen Phase (Überstand).
86
49
79
84
60
41
56
56
48
52
44
44
59
40
16
21
51
14
82
51
80
84
60
44
55
56
53
18
49
20
16
40
56
45
44
47
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
CSBhom
CSBfil
TR
oTR
Nges
NH4-N
Pges
PO4-P
org. Säuren
1 2 3 4
Legende:
Bild 34: Verteilung der Inhaltsstoffe in Überstand und Zulauf zum Biogasreaktor in den Beschi-
ckungszeiträumen mit und ohne Zugabe von Küchenbioabfall
Zulauf Reaktor o. KBA Überlauf Reaktor o. KBA Zulauf Reaktor m. KBA Überlauf Reaktor m. KBA
4 Material und Methoden
90
Durch das Trennen in eine feststoffarme und feststoffreiche Phase steht für die Vergärung
feststoffreicheres Substrat zur Verfügung, jedoch lässt sich der Überstand ohne weiterge-
hende Behandlung nicht verwenden bzw. schadfrei in die Umwelt entlassen. Aus diesem
Grund ist eine Verringerung der Spülwassereinleitung an der Quelle einem zwischengeschal-
teten Trenn- und Aufkonzentrierungsverfahren vorzuziehen.
4.3.2.2 Küchenbioabfälle
Als Co-Substrat wurden von Bewohnern des Wohngebäudes auf dem KW Stahnsdorf die
KBA gesammelt. Diese wurden mit einem Fleischwolf (Lochscheibendurchgang 5 mm) zer-
kleinert (siehe Abschnitt 4.1.2 und Anhang) und der Vakuumanlage werktäglich zugegeben.
Aus der Vakuumanlage erreichen die Küchenbioabfälle gemischt mit dem Braunwasser über
die Sedimentation im Vorlagebehälter den Biogasreaktor. Da bei der Probenahme das Ge-
misch (BW+KBA) im Zulauf zur Biogasanlage erfasst wurde, erfolgte nur eine jahreszeitlich
spezifische Probenahme zur Analyse hinsichtlich des Gehaltes von TR, oTR, Kohlenhydra-
ten, Fetten und Proteinen zur Ermittlung des Biogaspotenzials der Küchenbioabfälle. Die im
NASS Stahnsdorf gesammelten KBA wiesen eine Dichte von 0,7 kg/L auf. Durch die Zerklei-
nerung und dadurch resultierende höhere Lagerungsdichte wurde bei eigenen Versuchen
eine Materialdichte von ca. 1 kg/L ermittelt.
Für die Untersuchungen des Wassergehaltes bzw. des TR zeigten sich die höchsten Werte
in der kalten Jahreszeit. Im Frühling und Winter lag der TR-Gehalt bei knapp 30 % und ent-
sprechend bei etwas mehr als 70 % Wassergehalt. Mit 23 % hatte die Trockenmasse im
Sommer ihr Minimum. Dies liegt vor allem an der Ernährung mit Nahrungsmitteln höheren
Wassergehaltes (v.a. Obst und Gemüse). Aufgrund der ganzjährigen Verfügbarkeit dieser
Nahrungsmittel ist dieser Effekt heutzutage etwas zurückgegangen, jedoch immer noch sig-
nifikant sichtbar. Der Herbst zeigt dabei eindeutige Charakteristika einer Übergangsjahres-
zeit und der damit einhergehenden Ernährungsumstellung vom Sommer auf den Winter. Die
Werte liegen zwischen den Sommer- und Winterwerten. Im Frühling ist dieser Übergang
nicht so eindeutig ausgeprägt.
29,5
23,4
25,2
29,7
27,4
19,6
21,8
26,6
0
5
10
15
20
25
30
35
04/09 07/09 10/09 01/10
Frühling Sommer Herbst Winter
[%]
TR
oTR
Bild 35: TR- und oTR-Gehalt in den Mischproben Bioabfall
4 Material und Methoden
91
Das Verhältnis von oTR/TR ist im Frühling und Winter am höchsten und weist auf einen hö-
heren mineralischen Anteil in den Sommer und Herbstproben hin. Da die Zusammensetzung
der Küchenbioabfälle jahreszeitlich bedingt schwankt (z.B. mehr Blumensträuße im Sommer
und Herbst), ist der Grund für die erhöhten Werte hier zu suchen. Er konnte jedoch nicht
zweifelsfrei festgestellt werden.
Über die in Tabelle 5 angegebenen Literaturwerte konnte das theoretische Biogaspotenzial
ermittelt und mit der gemessenen Biogasproduktion ins Verhältnis gesetzt werden.
Die organische Substanz der im NASS Stahnsdorf eingesetzten Küchenbioabfälle besteht
zum größten Teil aus Kohlenhydraten (Ø 80 %). Der Anteil von Fett (Ø 8 %) und Eiweiß (Ø
12 %) ist deutlich geringer. STADTMÜLLER (2004) gibt eine ähnliche prozentuale Verteilung
bei der Organik von Bioabfällen (90 % pflanzlich, 10 % tierisch), für Kohlenhydrat (70 %),
Fett (7 %) und Eiweiß (23 %) an. Bei den eigenen Analysen zeigte sich, dass in Bezug auf
den Parameter Eiweiß im Jahresverlauf die geringsten Abweichungen vom Mittelwert vor-
handen sind. Die Analysewerte schwanken zwischen 22,7 und 32,1 g/L bei einem Mittelwert
von 27,5 g/L. Deutlichere Schwankungen waren für die Kohlenhydrate zu verzeichnen
(146,7 mg/L bis 241,1 mg/L; Mittelwert: 192,9 g/L). Die höchsten Konzentrationen beim Fett
wurden im Winter gemessen. Dies weist auf eine aufgrund der niedrigen Außentemperaturen
bevorzugte energiereichere Nahrung hin. Die Werte schwankten in einem Bereich von 10–
25 g/L (Mittelwert: 18,3 g/L).
10,0
20,0
18,0
25,0
241,1
146,7
167,9
215,9
22,7
29,6
32,1
25,5
0
50
100
150
200
250
300
04/09 07/09 10/09 01/10
Frühling Sommer Herbst Winter
[g/L]
Fett
Kohlenhydrate
Eiweiß
Bild 36: Gehalt an Fetten, Kohlenhydraten und Eiweißen im Küchenbioabfall
In Tabelle 34 ist die Zusammensetzung aus Messungen der KBA aus dem NASS Stahnsdorf
sowie von WENDLAND (2008) dargestellt.
Es zeigt sich, dass aufgrund des deutlich höheren TR- und oTR-Gehalts ebenfalls höhere
CSB- und Nährstoffkonzentrationen im Küchenbioabfall vorliegen. Vergleicht man die unter-
schiedlichen Messungen, werden große qualitative Unterschiede der einzelnen Proben der
Küchenbioabfälle deutlich.
4 Material und Methoden
92
Tabelle 34: Zusammensetzung von Küchenbioabfällen im Vergleich
Parameter
Einheit
Berechnung1)
Mischprobe
NASS Sta2)
Stichprobe
NASS Sta3)
WENDLAND
(2008)
CSB
mg/L
155.592
–
–
297.210
CSBfil
mg/L
43.306
–
–
80.330
TR
%
13,5
26,7
20,8
19,0
oTR
%
18,5
23,9
19,6
17,2
Nges
mg/L
3.847
778
5.000
4.901
NH4-N
mg/L
110
–
<625
301
Pges
mg/L
81
1.067
459
521
orgS
mg/L
20.143
–
18.802
–
Legende: 1) Berechnung aus den eigenen Messungen am NASS Stahnsdorf aus zugeführtem Braun-
wasser der Phasen mit und ohne Zugabe von Küchenbioabfällen nach Abschnitt 4.3.2.1, 2) jahreszeit-
liche Mischproben aus dem Jahr 2009 (zwischenzeitl. tiefgekühlt aufbewahrt und zusammengeführt)
der Küchenbioabfälle NASS Stahnsdorf, 3) Stichprobe NASS Stahnsdorf 10.03.2009
Unterschiede von Mischprobe und Stichprobe deuten auf hohe Schwankungen im Jahresver-
lauf hin (vgl. auch Bild 35 und Bild 36). Zu beachten ist, dass es sich in der Spalte Berech-
nung um umgerechnete Werte handelt, die anhand der Tagesfracht des Gemisches von
Braunwasser und Küchenbioabfall abzüglich der Tagesfracht an Braunwasser (siehe Ab-
schnitt 4.3.2.1) bestimmt wurden. Die Probennahme erfolgte im Zulauf bzw. Ablauf des Vor-
lagebehälters. Zu diesem Zeitpunkt waren die Küchenbioabfälle und das Braunwasser be-
reits über einen längeren Zeitraum (in der Regel mehrere Stunden bis < ein Tag) gemischt.
Durch einsetzende Hydrolyse wurde die Bildung der organischen Säuren gestartet. Dies
schlägt sich im Vergleich von saisonaler zur Stichprobe jedoch kaum nieder, obwohl es sich
hier um eine Messung direkt aus den Küchenbioabfällen handelt. Ergebnisse von WEND-
LAND (2008) stammen aus Küchenbioabfällen einer Mensa und variieren daher im Verhältnis
zu den Ergebnissen der eigenen Messungen. Durch die vorgeschaltete Sedimentation im
NASS Stahnsdorf gelangt nicht die gesamte Organik in den Biogasreaktor. Aufgrund der
Anlagenkonfiguration war eine direkte Beschickung der Küchenbioabfälle nicht möglich.
Durch die große Variabilität der Parameter CSB und oTR wurde sich für die Biogasprognose
hinsichtlich der saisonalen Messwerte von Kohlenhydraten, Fetten und Eiweißen entschie-
den.
4 Material und Methoden
93
231
172
188
233
122
96
104
128
843
875
863
876
444
489
478
479
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1.000
04/09 07/09 10/09 01/10
Frühling Sommer Herbst Winter
[L.../ kg...]
L BG/ kg KBAl
L CH4/ kg KBA
L BG/ kg oTRzu
L CH4/kg oTRzu
L BG/kg KBA
L CH4/kg KBA
L BG/kg oTRzu
L CH4/kg oTRzu
Bild 37: Biogaspotenzial der Küchenbioabfälle
Zur Berechnung des Biogaspotenzials (Bild 37) wurden die Analysewerte für Kohlenhydrate,
Fette und Eiweiße (siehe Bild 36) sowie die abbauspezifische Gasproduktion und Methan-
produktion aus Abschnitt 2.2.3.8 (Tabelle 5) genutzt. Dieses wurde dann auf die dazugehöri-
ge oTR-Menge (Bild 35) bezogen Für das Methanpotenzial zeigte sich im Sommer mit
489 L CH4/kg oTRzu am höchsten. Im Mittel liegt dieser Wert bei 474 L CH4/kg oTRzu. Deut-
lich am niedrigsten liegt die potenzielle Methanproduktion im Frühling (-10% gengü. Som-
mer). Aufgrund des hohen Anteils der Kohlenhydrate am organischen Anteil, die gegenüber
Fett und Eiweiß bei der Biogasproduktion nur einen geringeren Anteil CH4 (50 %) haben, ist
die CH4-Produktion gegenüber der Biogasproduktion deutlich niedriger. Die Biogasprodukti-
on erreicht im Mittel 864 L/kg oTRzu. Damit liegt der CH4-Anteil bei mittleren 55 %. Da es sich
bei den Küchenbioabfällen um ein Gemisch aus Speiseabfällen und Bioabfall handelt, wer-
den zum Vergleich diese Werte aus Tabelle 18 herangezogen. Dabei liegen die prognosti-
zierte CH4- und Biogasproduktion im NASS Stahnsdorf im oberen Bereich der Literaturwerte.
4.3.3 Vergleich der eingesetzten Basissubstrate Klärschlamm und Braunwas-
ser sowie der Co-Substrate Fettabscheiderinhalte und Küchenbioabfall
Tabelle 35: Vergleich der eingesetzten Basis- und Co-Substrate (Mittelwerte)
Parameter
Einheit
KS1)
BW
FAI
ak FAI
KBA
TR
%
3,6
0,7
5,0
22,2
23,8
oTR
%
63,8
78,9
93,9
96,4
91,4
TOC
mg/L
32,9
-
30.388
95.595
-
pH
-
6,9
7,0
4,8
4,5
4,2
orgS
mg/L
203
476
2.834
4.739
18.800
1) Klärschlamm im Zulauf der zweiten Kaskadenstufe, da hier die Co-Substrate erst zugegeben wurden
4 Material und Methoden
94
In Tabelle 35 sind die Mittelwerte der eigenen Messungen der Basissubstrate Klärschlamm,
Braunwasser, Fettabscheiderinhalte und Küchenbioabfälle dargestellt. Hier zeigt sich der
wesentlich geringere Trockenrückstand des Braunwassers im Vergleich zum Klärschlamm.
Die TR-Konzentration im Braunwasser beträgt nur knapp 20 % gegenüber der TR-
Konzentration im Klärschlamm. Durch den höheren Anteil an Organik erhöht sich dieser Wert
auf 24 % für den organischen Trockenrückstand. Dadurch wird die Notwendigkeit eines Co-
Substrates für die Braunwasserfaulung eindeutig belegt. Der pH-Wert von Braunwasser und
Klärschlamm ist nahezu identisch. Bei den Co-Substraten zeigt der Vergleich von aufkon-
zentrierten Fettabscheiderinhalten und Küchenbioabfällen ungefähr ähnlich Verhältnisse. Die
mittlere oTR-Konzentration liegt für beide bei etwas über 21 %. Es lässt sich eine deutlich
höhere Versäuerung der Küchenbioabfälle erkennen, die fast beim 4-fachen Wert der auf-
konzentrierten Fettabscheiderinhalte liegt. Die hohen Konzentrationen an organischen Säu-
ren bei den Co-Substraten zeigen sich ebenfalls in den deutlich sauren pH-Werten von 4,2
bzw. 4,5.
Eine Mitbehandlung von Küchenbioabfällen in Faulbehältern auf kommunalen Kläranlagen
wäre grundsätzlich denkbar. Hierzu gibt es auch schon verschiedene Modellprojekte weltweit
bei denen die Entsorgung über Küchenabfallzerkleinerer in den Kanal erprobt wurde
/WENDLER&ROSENWINKEL (2003)/. Dabei werden die zerkleinerten Küchenbioabfälle mit dem
Abwasser zur Kläranlage transportiert und dort zum größten Teil mit dem Primärschlamm in
die Faulbehälter transferiert.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
95
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waß-
mannsdorf
5.1 Untersuchungsprogramm
5.1.1 Großtechnische Untersuchungen
Zur Untersuchung der Auswirkung der Vergärung von Klärschlamm mit Co-Substrat standen
zwei parallele Kaskaden auf dem Klärwerk Waßmannsdorf zur Verfügung. Die zweite Kas-
kadenstufe der ersten Kaskade wurde dabei mit Klärschlamm und Fettabscheiderinhalten
sowie im geringen Maße mit anderen Co-Substrat beschickt, während die zweite Kaskade,
die als Referenzkaskade diente, nur mit Klärschlamm beschickt wurde. Durch die anlagen-
technische Konstellation war eine gute Vergleichbarkeit der Vergärung mit und ohne Co-
Substrat gegeben. Dabei konnten die Effekte auf den Anlagenbetrieb ermittelt werden. Durch
die verschiedenen Anlieferungsqualitäten und -mengen bestand die Möglichkeit der Untersu-
chung der Anlage unter verschiedenen Belastungszuständen.
Bild 38: Fließbild der Vergärung in Versuchsphase 1
Bedingt durch anstehende Sanierungsarbeiten musste Faulbehälter I (FB I) von Juni 2008
bis zum Februar 2009 abgeschaltet und entleert werden. Dabei wurde Mischschlamm nur
über FB II, der somit als alleinige erste Kaskadenstufe diente, geleitet und danach zu glei-
chen Teilen auf FB III und FB IV verteilt. Diese Änderung im Anlagenbetrieb betraf Ver-
suchsphase 1 (Bild 38). Die Untersuchungen wurden von Juni 2008 bis November 2009
durchgeführt (Bild 39).
01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12
VP1
Kaskade 1 (FB II + FB III)
Kaskade 2 (FB II + FB IV)
01.06.2008-30.11.2008
VP2
Kaskade 1 (FB II + FB III)
Kaskade 2 (FB II + FB IV)
01.03.-30.04./01.08.-30.11.2009
Versuchsphase
2008
2009
Bild 39: Darstellung der Versuchsphasen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
96
Die Beschickung des FB III erfolgte mit Co-Substraten (vor allem normale Fettabscheiderin-
halte).
Mit Beginn der Versuchsphase 2 wurde der FB I wieder in den Anlagenbetrieb eingegliedert.
Die erste Kaskade bestand jetzt aus FB I und FB III und die zweite Kaskade aus FB II und
FB IV. Die Beschickung des FB III erfolgte weiterhin mit Co-Substrat (vor allem mit aufkon-
zentrierten Fettabscheiderinhalten und normalen Fettabscheiderinhalten sowie einer gerin-
gen Menge an Speiseresten).
Bild 40: Fließbild der Vergärung in Versuchsphase 2
Zur Untersuchung der Biogasproduktion aus den Co-Substraten wurden wie bereits be-
schrieben die erste Kaskade (FB I–FB III) und die zweite Kaskade (FB II–FB IV) verglichen.
Durch die nahezu mengenmäßig identische Beschickung der Kaskaden mit Klärschlamm
wurde davon ausgegangen, dass eine Vergleichbarkeit gegeben ist. Die Wirkung durch die
Vermischung von Co-Substrat mit Klärschlamm auf den Abbaugrad im Klärschlamm in Folge
einer möglichen Hemmung oder Förderung der Biozönose ist bislang nicht ausreichend er-
forscht. Aus diesem Grund werden die Ergebnisse durch Bildung der Differenzen aus den
Analysewerten genutzt.
Über den Beobachtungszeitraum kam es aufgrund äußerer Einflüsse aus dem Betrieb des
Klärwerks sowie durch Defekte an Messgeräten zu Phasen, in denen verschiedene nicht
auswertbare Parameter aus der Ergebnisbeurteilung genommen werden mussten. Insge-
samt standen für charakteristische Analysen ausreichend auswertbare Daten in den beiden
Versuchsphasen zur Verfügung.
Anhand der in Abschnitt 4.2.1 benannten Parameter wurde der Einfluss der Co-Substrate auf
die Vergärung untersucht.
Die Auswertungen erfolgen hinsichtlich der Parameter:
Biogasproduktion und –qualität, – Steigerung CH4-Gehalt,
Abbaugrad, – hydraulische Verweilzeit.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
97
5.1.2 Laboruntersuchungen
5.1.2.1 Aufzählung der einzelnen Versuche
Zur Begleitung der großtechnischen Versuche auf dem Klärwerk wurden im Labor Untersu-
chungen zur
spezifischen Biogasproduktion (BGP) in der Laborbatchanlage (LBA),
zur Bestimmung der Auswirkung von Enzymen auf die Steigerung der spezifischen
Biogasproduktion in der Laborbatchanlage
zum Einfluss der Temperatur auf die Phasentrennung beim Absetzen,
zum Schaumverhalten des Klärschlamm (KS) sowie
zur Ermittlung des Einflusses der Fettabscheiderinhalte (FAI) auf den Verbrauch an
Flockungshilfsmitteln (FHM) – Zentrifugationsversuche
durchgeführt.
5.1.2.2 Auswirkungen von Temperaturveränderungen auf die Phasentrennung von
Fettabscheiderinhalten
Zur Vorbehandlung von normalen Fettabscheiderinhalten (nFAI) hinsichtlich einer Aufkon-
zentration der Organik wurde ein Verfahren zur statischen Eindickung (Schwerkrafteindi-
ckung) mit unterstützender Erwärmung des Materials untersucht. Bei der Erwärmung der
normalen Fettabscheiderinhalte sollen Stoffe mit einer geringeren Dichte und Stoffe mit einer
höheren Dichte als Wasser, die im Anlieferungszustand bei Umgebungstemperatur zum Teil
vermischt vorliegen, getrennt werden. Aufgrund ihrer Dichte flotieren die leichteren Stoffe
und die schwereren Stoffe sedimentieren.
Die Auswirkung der Temperaturerhöhung wurde untersucht.
Bild 41: 3 Phasen von Fettabscheiderinhalten nach Entmischung
Die Proben von normalen Fettabscheiderinhalten wurden aus einem Tankfahrzeug, das
mehrere Fettabscheider zuvor entsorgt hatte, entnommen. Mit diesem Substrat wurde der
Einfluss der Aufenthaltszeit sowie der Temperatur auf die Phasentrennung im Labor unter-
sucht.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
98
Untersucht wurden vier Temperaturbereiche unterhalb der Siedetemperatur:
20–25 °C,
40–45 °C,
60–65 °C,
85–90 °C.
Die Temperaturbereiche ergaben sich aus technisch bedingten Schwankungsbreiten bei der
Erwärmung.
Die Probenvorbereitung erfolgte durch Homogenisieren (Schütteln). Danach wurden die Pro-
ben auf die unterschiedlichen Temperaturklassen erwärmt und pro Temperaturklasse wurde
eine Probe in einen Messzylinder mit einem Volumen von einem Liter gefüllt und die Pha-
sendicken der Flotatschicht, Wasserschicht und Sedimentationsschicht nach vorher festge-
legten Zeitdauern (1, 2, 3, 4, 5 und 22 Stunden) abgelesen. Da eine automatische Ablesung
nicht möglich war, wurden die Ablesezeiten an den Aufenthalt im Labor angepasst. Durch die
letzte Ablesung nach 22 Stunden konnte einen Versuchswiederholung von 24 Stunden ein-
gehalten werden.
Um eine Verfälschung der Versuche hinsichtlich der Menge, die eine ungünstige Beeinflus-
sung der Versuchsbedingungen bedeutet hätte, zu vermeiden, wurden keine Proben zur
Analyse von chemischen oder physikalischen Parametern entnommen. Die dargestellten
Ergebnisse beruhen auf Daten der Sichtprüfung. Angaben zu anderen Parametern werden
nicht gemacht.
5.1.2.3 Laborbatchversuche zur Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion
In der Laborbatchanlage (LBA) wurden Untersuchungen zur spezifischen Biogasproduktion
aus Fettabscheiderinhalten zur Verbesserung der Biogasausbeute mit Hilfe von Enzymen
durchgeführt.
Im ersten Laborbatchversuch (LBV1) wurden durch das Ausfaulen von Gemischen aus Klär-
schlamm (KS) und Fettabscheiderinhalten (FAI) zwei verschiedene Zusammensetzungen
untersucht. Das erste Gemisch bestand aus einem Teil Fettabscheiderinhalten sowie zwei
Teilen Klärschlamm bezogen auf den oTR. Das zweite Gemisch hatte das Mischungsver-
hältnis FAI : KS von 1 : 5.
Die Analysewerte der eingesetzten Substrate sind in Tabelle 36 dargestellt.
Tabelle 36: Analysewerte der auszufaulenden Substrate aus Laborbatchversuch 1
Probe
TR [%]
oTR [%]
orgS [mg/l]
CSBh
CSBf
FB IIIzu
3.57
2.48
378
39.600
2.410
FAI
16.24
15.45
4660
87.040
24.845
Legende: FB IIIzu – Schlamm aus dem Zulauf zu Faulbehälter III,
FAI – Fettabscheiderinhalt
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
99
Mit den Ansätzen sollte die spezifische Biogasproduktion geprüft werden. Die Mischungsver-
hältnisse befinden sich in der Anlage.
5.1.2.4 Laborbatchversuche zur Bestimmung der Auswirkung von Enzymen auf die
Steigerung der spezifischen Biogasproduktion
Im zweiten Versuch wurde die Wirkung von Enzymen auf die Verkürzung der Lag-Phase
sowie auf den Abbau der Fettabscheiderinhalte untersucht. Aufgrund der seitens des En-
zymherstellers noch laufenden Forschung und Optimierung der Enzyme werden Produktna-
me und Hersteller nur anonymisiert dargestellt. Bei den Versuchen kamen eine Starterkultur
zur Verkürzung der Lag-Phase sowie ein Gemisch von Enzymen zum Einsatz, das einen
verbesserten Abbau der Co-Substrate (Fettabscheiderinhalte) zur Folge haben sollte.
Tabelle 37: Analysewerte der auszufaulenden Substrate aus Laborbatchversuch 2
Probe
TR [%]
oTR [%]
orgS [mg/l]
CSBh
CSBf
FB IIIzu
3.86
2.74
484
38.290
2.850
FB VIzu
3,88
2,71
462
42.760
2.632
FAI
22,51
21,67
768,5
165.240
25.300
Legende: FB IIIzu – Schlamm aus dem Zulauf zu Faulbehälter III,
FB IVzu – Schlamm aus dem Zulauf zu Faulbehälter IV,
FAI – Fettabscheiderinhalt
Die Mischungsverhältnisse sind im Anhang dargestellt.
Für die Laborbatchversuche wurde Klärschlamm aus den FB III und FB IV im Ablauf ent-
nommen und diese zum Ausfaulen bei 35 °C in der Laborbatchanlage gelagert und deren
Gasproduktion aufgezeichnet. Diese wurden als Impfschlamm für die Versuche genutzt. Da-
bei wird der KS soweit ausgezehrt, dass die Biogasproduktion nahezu abgeschlossen ist.
Die Versuchsdurchführung beruht auf VDI 4630 (2006) (siehe Anhang).
Die Klärschlämme stammen aus dem Zulauf der FB III bzw. FB III und FB V und die Fett-
abscheiderinhalte wurden aus einer Wochenmischprobe entnommen. Die im Anhang ange-
gebenen Mischungsverhältnisse wurden in den Batchgefäßen eingestellt. Diese wurden ver-
schlossen und in der Laborbatchversuch ausgefault. Die Biogasproduktion wurde einmal
täglich abgelesen und per Hand notiert. Temperatur sowie der Luftdruck zu Normierung der
Daten wurden ebenfalls per Hand notiert.
5.1.2.5 Schaumverhalten - Ermittlung der Schaumfähigkeit
Beim Einsatz von Co-Substrate kann es zu Erhöhung der Schaumneigung des Klär-
schlamms im Faulbehälter kommen. In der Praxis wurde dies beobachtet. Zum Test wurde
im labortechnischen Maßstab ein einfaches Verfahren zur Bestimmung des Schaumverhal-
tens gesucht. KOPPLOW (2006) liefert für die einfachen Laborverfahren eine detaillierte Zu-
sammenstellung. Im Wesentlichen kommen drei verschiedene Verfahren für die Untersu-
chungen in Frage:
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
100
„Bubble-Test“ in Anlehnung an BLACKALL&MARCHALL (1989),
„einfacher Schaumtest“ nach PAGILLA ET AL. (1997),
„Alka-Seltzer–Test“ nach HO&JENKINS (1991); modifiziert von OERTHER ET AL.(2001).
Aufgrund seiner Komplexität schied der „Bubble-Test“ aus. Nach Vortest des einfachen
Schaumtests sowie des Alka-Seltzer–Tests fiel, aufgrund seiner robusteren Versuchsbedin-
gungen, die Wahl auf den Alka-Seltzer–Test (s.u.).
Ziel der Versuche war es, eine Aussage über eine mögliche Steigerung des Schaumpotenzi-
als in vergleichenden Untersuchungen einer Schlammprobe mit und ohne Zugabe von Fett-
abscheiderinhalten zu erhalten.
Alka-Seltzer–Test
Zur Bestimmung des Schaumpotenzials wird bei diesem Versuchsaufbau die Sprudelfähig-
keit von Alka-Seltzer–Tabletten genutzt. Durch die Kohlendioxidentstehung beim Kontakt mit
Wasser wird ein Sprudeln verursacht, das im Klärschlamm zum Entstehen von Schaum
führt. Die Höhe des Schaums wird gemessen. Obgleich JENKINS ET AL. (2004), den Einsatz
des Alka-Seltzer–Tests für feststoffhaltige Flüssigkeiten grundsätzlich nicht empfehlen, er-
folgte dieser nach guten Ergebnissen in den Vorversuchen und in Ermangelung alternativen
Versuchsverfahren für Klärschlämme mit dem Alka-Seltzer-Test.
In ein Gefäß mit einem Durchmesser von 10 cm und einem Liter Inhalt wurde eine gut
durchmischte Probe von 250 mL gegeben, auf Faulbehälter-Bedingungen (38 °C) temperiert
und danach durch Einbringen auf den Behälterboden mit zwei Alka-Seltzer–Tabletten zum
Schäumen gebracht. Ein Metallgitter verhinderte das Aufschwimmen der Tabletten. Das auf-
steigende Kohlendioxid simuliert dabei die Biogasproduktion im Faulbehälter. Dabei wurden
die Beobachtungen in einer Tabelle in verschiedenen Kategorien notiert:
Blasengröße,
Blasenstabilität,
Blasenwandigkeit.
Die Beobachtungen wurden in der ersten Schaumbildungsphase nach einer Minute notiert.
Nach Abklingen des Sprudelns wurde die Haltbarkeit der Blasen erfasst. Nach dem vollstän-
digen Zerfall der Blasen wurde in einer zweiten Schaumbildungsphase über einen Zeitraum
von 10 min jeweils zur vollen Minute die Schaumhöhe notiert. In der zweiten Schaumbil-
dungsphase wird – nach nochmaliger Zugabe von zwei Alka-Seltzer-Tabletten – über einen
Zeitraum von 10 min nach jeder Minute die Schaumhöhe gemessen. Die gemessenen mittle-
ren Schaumwerte und deren Erscheinungsbild wurden ins Verhältnis gesetzt und bewertet.
Zwei Versuche wurden durchgeführt: Schaumversuch 1 (SV 1) und Schaumversuch 2
(SV 2). Dabei wurde der Schlamm aus den Faulbehältern entnommen und zum Teil, für ei-
nen stärker sichtbaren Effekt, mit aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten vermischt. Dabei
wurden drei verschiedene Mischungsverhältnisse (MV) betrachtet. Das Mischungsverhält-
nis 1 ergäbe im Großbetrieb eine Zugabe der aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalte von
10 Mg/d. Mischungsverhältnis 2 entspricht 33 Mg/d und Mischungsverhältnis 3 entspricht
100 Mg/d.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
101
Untersucht wurden jeweils die folgenden Mischungsverhältnisse (ak. FAI:KS): 1:833 (MV1),
1:250 (MV2) und 1:83 (MV3)
In Schaumversuch I wurden untersucht:
- Klärschlamm aus Faulbehälter III mit aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten
- Klärschlamm aus Faulbehälter IV
In Schaumversuch II wurden untersucht:
- Klärschlamm aus Faulbehälter II mit aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten
- Klärschlamm aus Faulbehälter III mit aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten
- Klärschlamm aus Faulbehälter IV mit aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten
5.1.2.6 Einsatz von Flockungshilfsmitteln (FHM) – Laborzentrifugentests
Zur Erhöhung des TR im Klärschlamm durch Entwässerung werden auf dem Klärwerk
Waßmannsdorf in den Zentrifugen zu Klärschlammeindickung Flockungshilfsmittel (FHM)
eingesetzt.
Die mögliche Beeinflussung des Verbrauchs an FHM durch die mitbehandelten Co-Substrate
sollte untersucht werden. Eine Überprüfung dieses potenziellen Zusammenhanges war groß-
technisch für den Ablauf von FB III allein aufgrund der Anlagenkonfiguration nicht zu realisie-
ren, da die Abläufe gesammelt in einem Behälter zwischengespeichert und nur als Gemisch
der Entwässerung zugeführt werden. Es ist davon auszugehen, dass durch Fettabscheide-
rinhalte die negative Oberflächenladung des Klärschlamms erhöht wird und für den Aus-
gleich dieser Ladungsverhältnisse mehr kationisches Polymer benötigt wird.
Zur Überprüfung der Auswirkung der Fettabscheiderinhalte auf den FHM-Verbrauch wurden
Entwässerungsversuche mit einer Laborzentrifuge im Rahmen einer Studienarbeit von RIE-
MANN (2010) durchgeführt. Durch die Zentrifugation wird der Klärschlamm in Feststoff und
Schlammwasser getrennt. Dadurch ist es möglich, Aussagen zu den Entwässerungseigen-
schaften eines Klärschlamms zu treffen. Durch den Einsatz von FHM soll der Wassergehalt
im Feststoff deutlich verringert werden.
Bei diesem Versuch wurden ein 150 mL Bechergläser mit 70 mL Klärschlamm gefüllt. Dabei
wurde zum einen Klärschlamm aus FB III (mit Co-Substrat) und zum anderen aus FB IV (Re-
ferenz, nur Klärschlamm) mit FHM konditioniert. Der Klärschlamm wurde mit einem Mag-
netrührer mit 800 U/min gerührt. FHM wurde zugegeben und für 10 s weiter gerührt. Danach
wurde der konditionierte Klärschlamm in die Zentrifugenbehälter umgefüllt und bei
3.000 U/min für eine Dauer von 5 min zentrifugiert.
Zur Auswertung wurden der Überstand dekantiert und der in zwei Phasen dekantierte Klär-
schlamm separat hinsichtlich des TR analysiert.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
102
5.1.3 Berechnungen
5.1.3.1 Größe eines Zwischenspeicher
An einem Zwischenspeicher kann das Co-Substrat angenommen und gleichmäßig der Ver-
gärung zugeführt werden, um beispielsweise Biogasproduktionsspitzen zu verhindern. Um
die erforderliche Größe eines Zwischenspeichers zu bestimmen, wurden fünf Varianten für
die minimal mögliche Zugabemenge errechnet:
Variante 1 (Bmin): minimal mögliche Beschickung.
Das gesamte in einem Jahr angelieferte Co-Substrat wird so zwischengespeichert,
dass es möglichst kontinuierlich in den Faulbehälter beschickt werden kann. Am Jah-
resende ist der Speicher entleert. Daraus wird die notwendige Speichergröße be-
rechnet.
Bmin= Jahresmenge/365
Variante 2 (B2): 150 %
150 % der täglich minimalen Zugabemenge (Bmin) werden maximal beschickt. Daraus
wird die notwendige Speichergröße berechnet.
B2= 150 %·Bmin
Variante 3 (Bist): Nutzung Vist
Das derzeit vorhandene Speichervolumens in Höhe von 70 m³ wird genutzt. Mit die-
ser Angabe wird der derzeitige Zustand abgebildet.
Variante 4 (B3): ½ Summe aus Bmin und Bmax maximaler Beschickung
Als mögliche vorhandene Beschickung wurde der Wert bestimmt, der bei 365 Beschi-
ckungstagen im Jahr mit dem derzeit vorhandenen Speichervolumen möglich ist.
B3= (Bmin+Bmax)/2
Variante 5 (Bmax)
Die maximale Beschickungsmenge (Bmax) entspricht dem Wert der größten Tagesan-
lieferung, so dass zu keiner Zeit eine Zwischenspeicherung erforderlich ist.
Vor dem Hintergrund einer angenommenen zukünftigen Entwicklung wurde für diese fünf
Varianten in Absprache mit dem Anlagenbetreiber Berliner Wasserbetriebe Anlieferungs-
mengen von 5.000 Mg/a, 7.000 Mg/a und 9.000 Mg/a als Eingangswerte für die Berechnung
ausgewählt.
Um möglichst realitätsnahe Bedingungen abzubilden, wurde der Datensatz der Anlieferun-
gen von aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten im Jahr 2009 ausgewählt. Dieser enthielt
262 Tage ohne Anlieferung. Die Klassifizierung der Anlieferungen dieses Datensatzes ent-
hält Tabelle 38.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
103
Tabelle 38: Klassifizierung der Anlieferungen aufkonzentrierter Fettabscheiderinhalte 2009
Anlieferung
[Mg/d]
an n Tagen
[d]
prozentualer Anteil
[%]
keine Anlieferung
262
72,0
davon Wochenenden
104
28,6
0…10
9
2,5
10…20
74
20,3
20…30
5
1,4
30…40
11
3,0
40…50
3
0,8
Summe
364
100,0
An 104 Tagen an den Wochenenden (Samstag und Sonntag) erfolgt keine Anlieferung. Der
Großteil der Anlieferungen lag zwischen 0 und 20 Mg pro Tag. Dies ist gleichbedeutend mit
einer Anlieferung pro Tag. Aufgrund der Temperaturverhältnisse in den Wintermonaten und
der damit einhergehenden Neigung zum Schäumen in den Faulbehältern (siehe auch Ab-
schnitt 4.3.1) sowie der Änderung der Fließfähigkeit des Co-Substrats erfolgte keine Anliefe-
rung bis Mitte Februar 2009. Ebenfalls gab es im Dezember 2009 daraus resultierende Prob-
leme. Aus den genannten Gründen konnte nicht der gesamte Jahreszeitraum für die
Beschickung genutzt werden.
5.1.3.2 Potenzielle Rückbelastung durch Co-Substrate
Aufgrund der im Verhältnis zur Klärschlammgesamtmenge geringen Menge an Co-
Substraten (siehe Abschnitt 2.4.3.3) konnte keine signifikante Beeinflussung der Konzentra-
tionen des CSB, Nges und Pges im Zentrat erkannt werden. Aus diesem Grund ist eine Be-
rechnung der Rückbelastung durchgeführt worden. Die Berechnung des Nges und Pges ist
aufgrund der zur Verfügung stehenden Datenbasis nur eine Abschätzung. Eine Berechnung
der Rückbelastung des Nges und CSB sollte vor dem Hintergrund erfolgen, dass diese Ab-
laufparameter bereits nahe des Grenzwertes liegen. Für den CSB war die Datenbasis der
Messwerte aus den Co-Substraten nicht ausreichend.
So wurden die Nges-Konzentrationen aus den angelieferten Co-Substraten für eine einfache
Berechnung der Rückbelastung bei verschiedenen Anlieferungsmengen genutzt. Als Basis-
fracht dienten die Werte von Konzentration und Zulaufmenge des zu behandelnden Abwas-
sers im Klärwerk Waßmannsdorf.
Betrachtet wurden die Co-Substrate:
normale Fettabscheiderinhalte (nFAI),
aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte (akFAI),
Speisereste aus der Lebensmittelindustrie (SR).
Die einzelnen Stickstofffraktionen konnten nicht detailliert betrachtet werden, da hierfür nur
Stichproben, und damit keine belastbaren Messreihen, vorlagen. Dadurch handelt es sich
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
104
um eine Abschätzung, da nicht der gesamte Stickstoff zentratwirksam ist und sich damit
nicht im vollen Maße auf die Rückbelastung auswirkt. Die Berechnung erfolgte für Frachten
von 10–200 Mg/d in 10er Schritten. Das Maximum unterschreitet den möglichen Co-
Substratanteil für den betrachteten Versuchsbetrieb. Nach Aussage des Anlagenbetreibers
ist die Annahme einer so großen Menge weder geplant, noch mit der vorhandenen Anlagen-
komponenten (Gasreinigung und Gasspeicherung) in naher Zukunft durchführbar. Im für die
Abschätzung betrachteten Zeitraum schwankten die mittleren Schlammmengen von 450–
700 m³/d. Diese entsprechen einer HRT zwischen 11–18 d. Für eine Co-Vergärung können
Co-Substrate < 50 % der gesamten Menge (< 222 m³/d, HRT =18 d) zugeführt werden.
5.2 Darstellung der Messungen und Diskussion der Ergebnisse
5.2.1 Großtechnische Untersuchungen
Biogasproduktion (BGP)
Zur Übersicht ist der Verlauf der Biogasproduktion in FB III und FB IV sowie die angelieferten
Tagesmengen (Balken) der in den Faulbehältern zugegebenen Co-Substrate aus den Ver-
suchsphasen 1 und 2 in Bild 42 dargestellt. Zu erkennen ist die gesteigerte Biogasproduktion
durch die Co-Substrat-Zugabe (Tagesspitzen bis zu 500%). Durch die nahezu direkte Be-
schickung der angelieferten Co-Substrate bilden sich Spitzen in der Biogasproduktion aus.
Der geringe Einbruch dieser nach Beschickungsbeginn zu Anfang der Versuchsphase 1 ist
nur von kurzer Dauer und gibt einen Hinweis auf einen Adaptionsprozess der Biozönose mit
Enzymbildung für den Abbau des neuen Co-Substrats. Nach der Einfahrphase liegt die Bio-
gasproduktion in FB III deutlich über der in FB IV.
0
1.000
2.000
3.000
4.000
5.000
6.000
7.000
01.06.200802.07.200802.08.200802.09.200803.10.2008
Gasproduktion [m³/d]
0
5
10
15
20
25
30
35
Co-Substrat-Zufuhr [Mg oTR/d]
Co-Substrat-Zufuhr (oTR)
FB III (Co-Substrat)
FB IV (Referenz)
Jun08 Jul08 Aug08 Sep08 Okt08
0
1.000
2.000
3.000
4.000
5.000
6.000
7.000
01.03.200901.04.200902.05.200902.06.200903.07.200903.08.200903.09.200904.10.2009
0
5
10
15
20
25
30
35
Co-Substrat-Zufuhr [Mg oTR/d]
Mär09 Apr09 Mai09 Jun09 Jul09 Aug09 Sep09 Okt09
Bild 42: Ganglinien der Biogasproduktion (Tageswerte) in Faulbehälter II und IV sowie zu Faul-
behälter III zugegebenen Co-Substratmengen (Tageswerte) als organische Substanz (Der grau
hinterlegte Bereich in VP2 wurde wegen Fehlmessungen nicht mit ausgewertet.)
Jun Jul Aug Sep Okt Mär Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt
2008 2009
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
105
Durch die in Versuchsphase 1 geringere Schlammzufuhr (Sanierungsarbeiten an FB I, nur
66% von VP2) ist die Biogasproduktion aus dem Klärschlamm hier um 30-33% geringer als
in Versuchsphase 2. Gasspitzen in FB IV wie beispielsweise Anfang Oktober 2008 (VP 1)
rühren aus der direkten Beschickung mit Mischschlamm her. Auch in Versuchsphase 2 lässt
sich eine Einfahrphase erkennen. Zu diesem Zeitpunkt war über 60 Tage kein Co-Substrat
beschickt worden, was der vierfachen HRT zu diesem Zeitpunkt (HRT = 14,9 d) entsprach.
Aus diesem Grund musste sich die Biozönose wieder neu an das Co-Substrat adaptieren.
In Tabelle 39 sind die Wochensummenwerte der Biogasproduktion in FB III und FB IV sowie
des gerechneten Anteils aus dem Co-Substrat in FB III dargestellt. Mit diesen Werten wur-
den die Minimum-, Maximum- und Mittelwerte sowie die Standardabweichung des Mittelwer-
tes berechnet und eingefügt.
Tabelle 39: Biogasproduktion in Faulbehälter III und IV in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Biogasproduktion
Steigerung
FB IV
FB III
FB III
(nur Co-S)*
[m³/w]
[m³/w]
[m³/w]
[%]
VP 1
Mittelwert
7.251
10.978
3.727
59
S
1.657
1.842
2.617
43
Min
5.370
8.379
-823
-9
Max
11.685
16.073
7.642
129
VP 2
Mittelwert
10.320
16.705
6.385
56
S
1.255
4.337
3.730
40
Min
8.309
9.363
-708
–7
Max
12.637
29.150
19.887
215
* als Differenz aus FB III und FB IV gerechnet
In Versuchsphase 1 lag die Steigerung der Biogasproduktion, bedingt durch die Zugabe der
Co-Substrate, bei knappen 60 %. Während die Standardabweichung in FB III gegenüber
FB IV nicht signifikant verändert und damit im technisch erwartbaren Rahmen bleibt, zeigt
sich bei der Auswertung der Biogasproduktion, die nur aus den zugeführten Co-Substrate
resultiert eine große Schwankungsbreite und keine enge Verteilung um den Mittelwert. Zum
einen hängt dies von der anfänglichen Adaption der Biozönose (s.o.) ab. Zum anderen wur-
de bereits in Abschnitt 4.3.1.2 gezeigt, dass die Qualität der angelieferten Co-Substrate gro-
ße Schwankungen aufwies. Dies beeinflusst die Biogasproduktion in beiden Versuchspha-
sen maßgeblich. Des Weiteren wird die nahezu sofortige Beschickung aus dem
Zwischenspeicher als Grund angeführt. Weiteren Einfluss hat die zeitliche Verteilung der
Anlieferungen. Als Summe der Einflüsse schwankt die Steigerung der Biogasproduktion
deutlich zwischen –9 % und fast 130 % in Versuchsphase 1. An dieser Stelle wird nochmals
darauf hingewiesen, dass die dargestellten Ergebnisse Wochensummenwerte sind. Die Ver-
teilung der Tageswerte der Biogasproduktion schwankt bedingt durch die Zugabe wesentlich
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
106
stärker. Hier liegt der Maximalwert mehr als 300 % über dem minimal gemessenen Wert
(Wochensummenwerte: +90 %).
Betrachtet man Versuchsphase 2 zeigen sich ähnliche Effekte. Durch das veränderte Be-
triebsregime (siehe Abschnitt 4.2.1) und die damit zusammenhängende höhere Klär-
schlammzugabe ist die Biogasproduktion aus dem Klärschlamm um 42 % deutlich höher als
in Versuchsphase 1. In FB III steigerte sich die Biogasproduktion um 52 %. Die alleinige Bio-
gasproduktion aus den Co-Substraten wurde um 71 % erhöht, was aus den höheren Anliefe-
rungsmengen der Co-Substrate resultierte. Dadurch lag die mittlere Steigerung der Mittel-
werte der Wochensummen mit 56 % auf einem ähnlich hohen Niveau. Die Schwankungen
um den Mittelwert werden in Versuchsphase 2 etwas geringer, was auf die bessere Qualität
(höherer oTR-Gehalt) der angelieferten Co-Substrate schließen lässt. Absolut gesehen ist
der Maximalwert über 3-mal so hoch wie der Mittelwert. Dies liegt in einer hohen Anlieferung
besonders oTR-reicher Substrate innerhalb einer Woche begründet.
Raumbelastung (RB)
Tabelle 40 zeigt die Tagesmittelwerte der Raumbelastung von FB III und FB IV, die Raumbe-
lastung aus den Co-Substraten separat sowie die dadurch erreichte Steigerung der Raumbe-
lastung in FB III.
Tabelle 40: Raumbelastung in Faulbehälter III und IV in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Raumbelastung
Steigerung
FB IV
FB III
(mit Co-S)
FB III1
(nur Co-S)
FB III1
[kg oTR/m³·d)]
[kg oTR/m³·d)]
[kg oTR/m³·d)]
[%]
VP 1
Mittelwert
1,1
1,3
0,13
7,2
S
0,2
0,4
0,10
8,8
Min
0,2
0,3
0,01
0,2
Max
2,0
3,7
0,60
54,6
VP 2
Mittelwert
1,8
2,0
0,31
20,6
S
0,5
0,7
0,32
32,8
Min
0,0
0,1
0,01
0,0
Max
2,9
4,0
1,45
206,0
1) Es wurden nur die Tage berücksichtigt an denen eine Beschickung mit Co-Substrat erfolgte.
Die Raumbelastung lag in Versuchsphase 1 und 2 im FB III, der mit Co-Substrat beschickt
wurde, mit 1,3 kg oTR/(m³·d) bzw. 2,0 kg oTR/(m³·d) um knapp 18 % bzw. 14 % über der
Raumbelastung in FB IV der nur mit Klärschlamm beschickt wurde. Durch die nahezu direkte
Beschickung ergaben sich hinsichtlich der Raumbelastung deutliche Schwankungen. In Ver-
suchsphase 1 lag die Raumbelastung in FB III zwischen 0,3 und 3,7 kg oTR/(m³·d) um den
Mittelwert bei einer Standardabweichung von 0,4. Durch die verstärkte Annahme der aufkon-
zentrierten Fettabscheiderinhalten und fetthaltigen Flotatschlämme lag das Maximum in der
zweiten Versuchsphase bei 4,0 kg oTR/(m³·d). Im Minimum wurde eine Raumbelastung von
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
107
0,1 kg oTR/(m³·d) erreicht. Die Standardabweichung von 0,7 zeigt, dass stärkere Schwan-
kungen um den Mittelwert vorhanden sind. Die Raumbelastung, die allein aus den Co-
Substraten stammte, lag in Versuchsphase 2 bei 0,3 kg oTR/(m³·d) und damit gegenüber der
ersten Versuchsphase mehr als verdoppelt. Der Maximalwert zeigt eine mehr als doppelt so
große Raumbelastung. Die Standardabweichung verdreifachte sich. Im Vergleich dazu zeigt
sich die mittlere Raumbelastung in Versuchsphase 1 in der ersten Kaskadenstufe (FB II) mit
5,1 kg oTR/ (m³·d) fast 4-mal so hoch wie in FB III. Im Vergleich zu FB IV war die Raumbe-
lastung 4,5-mal so hoch. Durch die Umstellung des Beschickungsregimes in Versuchspha-
se 2 sank die Raumbelastung in der ersten Kaskadenstufe (FB I und FB II) auf jeweils
3,8 kg oTR/(m³·d) und lag damit einhergehend mit der höheren Beschickung von Co-
Substraten nur noch auf 1,9- bzw. 2,2-fachem Niveau im Vergleich zu FB IV bzw. FB III.
In Bezug auf den empfohlenen Grenzwert von 4,5 kg oTR/(m³·d) für Kläranlagen mit einer
Ausbaugröße >100.000 E nach DWA (2009) liegen beide Faulbehälter der zwei-
ten Kaskadenstufe (FB III und FB IV) im komfortablen Bereich. Für FB IV und FB III werden
24 % (resp. 29 % in VP 1) bzw. 39 % (44 %) des Grenzwertes erreicht. Die hohen Schwan-
kungen der Raumbelastung im FB III in beiden Versuchsphasen zeigen die Notwendigkeit
einer gleichmäßigeren Beschickung mit Co-Substraten. Dies gilt insbesondere dann, wenn in
Bezug auf den oTR-Gehalt die Annahme gesteigert werden soll. Obwohl der Anteil des oTR-
Gehalts aus den Co-Substraten am oTR aus dem Klärschlamm in Versuchsphase 1 lediglich
bei maximal 11 % (Oktober 2008, siehe Abschnitt 4.3.1.2) lag, waren die maximale Schwan-
kung um den Mittelwert 185 % signifikant über dem Wert von FB IV (81 %).
Bei optimaler Beschickung mit den Co-Substraten wären konstantere Raumbelastungen
möglich gewesen. Dazu werden logistisch-technische Maßnahmen für die Annahme und
Dosierung der Co-Substrate benötigt (siehe Abschnitt 5.1.3.1).
Hydraulische Verweilzeit (HRT – Hydraulic Retention Time)
In Tabelle 41 sind die mittleren HRT, die dazugehörige Standardabweichung sowie die Mi-
nimal- und Maximalwerte von FB III und FB IV angegeben. In Versuchsphase 1 lagen die
HRT bei ca. 18 d. Hierbei handelt es sich um einen günstigen Wert für die mesophile Fau-
lung (siehe Abschnitt 2.2.3.3). Die Differenz von 0,5 d zwischen FB III und FB IV wird durch
die Zugabe von Co-Substraten in FB III hervorgerufen. Die Reduzierung der HRT im Mittel-
wert bei 2,7 % ist gering. Im Maximum werden 28,4 d (FB III) und 31,6 d (FB IV) erreicht.
Das Minimum ist für beide Faulbehälter gleich (13,6 d). Die Standardabweichung ist mit 2,5
in beiden Faulbehältern gering, so dass von einer regelmäßigen und verhältnismäßig
schwankungsarmen Beschickung mit Klärschlamm ausgegangen werden kann. HRT nahe
den Maximal- und Minimalwerten können als seltene Ausnahmen betrachtet werden. Das
zeigt, dass die Menge der angelieferten Co-Substrate auf die HRT nur einen geringen Ein-
fluss hatte.
In Versuchsphase 2 wurde die HRT gegenüber der Versuchsphase 1 deutlich reduziert. In
FB IV und FB III betrug die Abnahme jeweils 32 %. Es ist nur eine geringe Beeinflussung der
HRT durch die Co-Substrate zu verzeichnen (<3 % in FB III). Die Standardabweichungen
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
108
sind niedriger als in VP 1. Die Schwankungsbreiten um den Mittelwert liegen in FB III und
FB IV in den beiden Versuchsphasen jeweils auf einem ähnlichen Niveau. Starke Schwan-
kungen der HRT konnten in beiden Versuchsphasen nicht ermittelt werden, so dass hieraus
für den Vergärungsprozess keine negativen Auswirkungen erwartet werden.
Tabelle 41: Hydraulische Verweilzeit in Faulbehälter III und IV in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
FB I
[d]
FB II
[d]
FB III
[d]
FB IV
[d]
VP 1
Mittelwert
–
9,3
17,9
18,4
S
–
1,3
2,6
2,5
Min
–
6,8
12,7
13,6
Max
–
15,8
28,4
31,6
VP 2
Mittelwert
12,5
12,5
12,2
12,5
S
2,0
2,1
2,0
2,1
Min
8,4
8,4
8,4
8,4
Max
18,0
18,8
18,0
18,8
1) Es wurden nur die Tage berücksichtigt, an denen eine Beschickung mit Co-Substrat erfolgte.
Da es sich bei der betrachteten Anlage um eine Kaskadenfaulung handelt, ist die Gesamt-
verweilzeit in beiden Kaskadenstufen für die Schlammfaulung maßgebend. In VP 1 betrug
die Gesamtverweilzeit der ersten Kaskade (FB II–FB III) 27,2 d und in der zweiten Kaskade
(FB II–FB III) 27,7 d. In der VP 2 reduzierten sich die gesamte HRT um 10 % auf 25,0 d
(FB I–FB III) und 24,7 d (FB II–FB IV). Durch die Wiederinbetriebnahme von FB I und des
damit zur Verfügung stehenden doppelten Faulraumvolumens der ersten Kaskadenstufe
erhöhte sich die HRT von Versuchsphase 1 zu Versuchsphase 2 um 67 %.
Nach der von DWA (2009) für diese Anlagengröße angegebenen HRT zwischen 15–18 d
wird bei alleiniger Betrachtung des FB III für die Co-Substrat-Vergärung die untere Grenze in
Versuchsphase 2 um mehr als zwei Tage unterschritten. Dies kann zu einem unvollständi-
gen Abbau des oTR führen.
oTR-Abbaugrad (oTR-AG)
In Tabelle 42 sind die oTR-Abbaugrade in den vier Faulbehältern der Kaskadenfaulung dar-
gestellt. Die Zusammensetzung der Hochlastfaulung (siehe Abschnitt 4.1.1) zeigt sich an den
erreichten Abbaugraden. Insgesamt werden in der ersten Kaskade in Versuchsphase 1
55,6 % des zufließenden oTR abgebaut. Dieser Wert liegt über den üblichen oTR-
Abbaugraden von 40–50 % im Mischschlamm /ROEDIGER ET AL. (1990)/ (siehe auch Ab-
schnitt 2.2.3.9).
Die zweite Kaskade (FB II–FB IV) erreicht in Versuchsphase 1 einen Abbaugrad von 53,3 %.
Die Zugabe der Co-Substrate erfolgt wie bereits erwähnt in die zweite Kaskadenstufe der
ersten Kaskade. Darin liegen die höheren Abbaugrade in beiden Versuchsphasen begrün-
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
109
det. In Versuchsphase 1 ist der Abbaugrad der ersten Kaskade mit 55,6 % über 1 % höher
als in Versuchsphase 2. Die zweite Kaskade liegt mit 51,2 % in Versuchsphase 2 2,1 % ge-
genüber Versuchsphase 1 niedriger.
Tabelle 42: oTR-Abbaugrad in den Faulbehältern I bis IV in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
oTR-Abbaugrad
FB I
FB II
FB III
FB IV
[%]
[%]
[%]
[%]
VP 1
Mittelwert
–
44,5
11,1
8,8
S
–
7,2
4,9
2,6
Min
–
29,4
2,5
5,7
Max
–
59,8
17,5
16,5
VP 2
Mittelwert
44,3
43,9
10,0
7,3
S
5,8
3,3
4,0
2,9
Min
34,6
36,3
3,5
2,2
Max
63,4
49,9
20,5
17,7
Deutlich zu erkennen ist der überwiegende Anteil des oTR-Abbaus in den ers-
ten Kaskadenstufen. Hier werden fast 80 % des gesamten oTR-Abbaus aus dem Klär-
schlamm in der ersten Versuchsphase und 82 % in der zweiten Versuchsphase erreicht.
Dies hängt u.a. mit den wesentlich höheren oTR-Raumbelastungen und dem oTR-Anteil des
Klärschlamms zusammen. In den zweiten Kaskadenstufen erfolgt jeweils der Abbau des im
Rahmen der HRT restlich abbaubaren oTR. In beiden Versuchsphasen zeigen sich die brei-
teren Streuungen der Abbaugrade um den Mittelwert in der zweiten Kaskadenstufe in FB III.
Dies hängt mit dem Beschickungsregime der Co-Substrate zusammen.
Da die Unterschiede des mittleren Abbaus in der ersten Kaskadenstufe in Versuchsphase 2
mit 0,4 % marginal sind, kann ein Vergleich hinsichtlich der Co-Substratzugabe beschränkt
auf die zweite Kaskadenstufe durchgeführt werden. In Versuchsphase 1 sind keine Unter-
schiede vorhanden, da aus FB II beide FB III und FB IV beschickt werden. Gut zu erkennen
sind die höheren oTR-Abbaugrade in FB III, hervorgerufen durch die Co-Substratzugabe. In
der ersten Versuchsphase ist der oTR-Abbaugrad um 2,3 % in der zweiten um 2,7 % höher.
Um einen Vergleich der oTR-Abbaugrade, die für die Co-Substrate erreicht werden, zu ermit-
teln, erfolgte deren Berechnung unter Zuhilfenahme der Annahme, dass der gleiche Abbau-
grad des oTR im Klärschlamm, der in FB IV ermittelt wurde, auch in FB III erfolgt. Grundlage
hierfür ist die Formel:
CoSoTRCoSoTRKSoTRKSoTRgesamtoTRgesamtoTR AGmAGmAGmzuzuzu ,,,,,,
[Formel 1]
gesamtoTRzu
m,
– Masse des gesamten zulaufenden oTR
KSoTRzu
m,
– Masse des zufließenden oTR aus dem Klärschlamm
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
110
CoSoTRzu
m,
– Masse des zufließenden oTR aus dem Co-Substrat
gesamtoTR
AG ,
– Abbaugrad des gesamten oTR
KSoTR
AG ,
– Abbaugrad des oTR aus dem Klärschlamm
CoSoTR
AG ,
– Abbaugrad des oTR aus dem Co-Substrat
Somit wurde der oTR-Abbaugrad des Co-Substrats wie folgt bestimmt:
CoSoTR
KSoTRKSoTRzugesamtoTRgesamtoTR
CoSoTR
zu
zuzu
m
AGmAGm
AG
,
,,,,
,
[Formel 2]
Bei dieser Betrachtung ergibt sich, dass der oTR-Abbau des Co-Substrats in Versuchspha-
se 1 in FB III mit 50,1 % gegenüber Versuchsphase 2 mit 41,5 % deutlich höher war. Die
Gründe hierfür sind vielfältig:
1. In Versuchsphase 1 wurde Co-Substrat mit geringerem oTR-Gehalt angeliefert.
2. Daraus folgte eine höhere Raumbelastung in der zweiten Kaskadenstufe.
3. Die HRT in Versuchsphase 2 war deutlich niedriger. Für die Vergärung stand nicht
ausreichend HRT zur Verfügung.
Bei dieser Auswertung konnte die gegenseitige Beeinflussung der Substrate hinsichtlich des
oTR-Abbaus nicht berücksichtigt werden. Aus diesem Grund sind die Ergebnisse unter Vor-
behalt zu betrachten. Die geringeren spezifischen Gaserträge des Klärschlamms geben ei-
nen Hinweis für die Richtigkeit der gemachten Aussagen.
Methangehalt (CH4-Gehalt)
In Tabelle 43 sind die Konzentrationen des Methangehaltes im Biogas dargestellt.
Tabelle 43: Methangehalt in den Faulbehältern I bis IV in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Methangehalt
Steigerung
FB IV
FB III
[%]
[%]
[%]
VP 1
Mittelwert
61,3
62,7
2,3
S
1,5
1,8
1,3
Min
59,7
60,0
0,2
Max
64,2
66,2
5,4
VP 2
Mittelwert
60,7
63,7
5,5
S
0,6
1,5
1,9
Min
59,5
61,5
2,1
Max
61,9
66,7
9,5
Betrachtet man die gemessenen CH4-Gehalte in beiden Versuchsphasen, so ist eine deutli-
che Verbesserung der Biogasqualität zu erkennen. In Versuchsphase 1 liegt dabei der CH4-
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
111
Gehalt in FB III im Mittelwert um 2,3 % höher als in FB IV. In Versuchsphase 2 ist die Steige-
rung um 5,5 % deutlich höher. Die Schwankungsbreiten sind verhältnismäßig gering. Die
Standardabweichung in FB III sinkt von 1,8 in Versuchsphase 1 auf 1,5 in Versuchsphase 2.
Betrachtet man die Minimalwerte, zeigt sich, dass die Messwerte im FB III konstant über den
Werten in FB IV liegen. Phasen der Nichtbeschickung von wenigen Tagen haben negativen
Einfluss auf die Biogasqualität insofern, dass niedrigere Werte in FB III gegenüber FB IV
vorhanden waren. Lediglich in den ersten zwei Tagen der Beschickung in Versuchsphase 1
lagen die CH4-Gehalte von FB III im Bereich der Nachkommastelle gegenüber FB IV niedri-
ger. Danach war der CH4-Gehalt in FB III signifikant höher als in FB IV. Grund für diesen
Effekt können vor allem die aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalte mit ihrem hohen Gehalt
an organischen Fetten sein. Diese erreichen bei der Vergärung höhere CH4-Gehalte als bei-
spielsweise Kohlenhydrate (vgl. Tabelle 5 und Tabelle 29). KOLB&GILBERG (2009) sowie
REIPA (2003) zeigen bei eigenen Versuchen ähnliche Steigerungsraten des CH4-Gehaltes
(siehe Abschnitt 2.4.2.2).
Untersuchte Abhängigkeiten
Die folgenden Darstellungen wurden um die Werte bereinigt, die durch Einfahrphasen bzw.
Fehlmessungen aufgrund defekter Messgeräte nicht plausibel waren.
Co-Substratzufuhr versus Gasproduktion aus Co-Substrat
In Bild 43 ist die angelieferte Co-Substratmenge als Wochensumme gegen die Biogaspro-
duktion als Wochensumme aus den Co-Substraten aufgetragen.
R2 = 0,3359
R2 = 0,2893
0
2.000
4.000
6.000
8.000
10.000
12.000
14.000
0 5 10 15 20 25 30
Anlieferung Co-Substrat [Mg oTR/Woche]
Gasproduktion aus dem Co-Substrat [m³/Woche]
VP1
VP2
Linear (VP1)
Linear (VP2)
Bild 43: Co-Substratzufuhr versus Biogasproduktion aus Co-Substrat
Die geringeren Anlieferungsmengen der Co-Substrate in Versuchsphase 1 und damit eine
geringere oTR-Zugabe lassen sich gut erkennen. In Versuchsphase 2 sind teilweise größere
Mengen vorhanden. Aus der Darstellung lässt sich eindeutig erkennen, dass der Anstieg der
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
112
Biogasproduktion durch die Steigerung der Co-Substratmenge in Versuchsphase 1 steiler als
in Versuchsphase 2 ist. Das bedeutet, dass die Zunahme der gleichen Menge an oTR aus
den Co-Substraten zu einer höheren spezifischen Biogasproduktion führt. Grund ist die ge-
ringere HRT in Versuchsphase 2, wodurch die Co-Substrate unzureichend in Biogas umge-
setzt wurden. Der Gehalt an oTR lässt sich damit nicht in eine höhere Biogasproduktion um-
setzen. Besonders deutlich lässt es sich bei Anlieferungen von Co-Substraten bis
10 Mg TR/Woche erkennen, da in diesem Bereich Werte aus beiden Versuchsphasen vorlie-
gen. So erzielen die gleichen oTR–Co-Substratmengen eine deutlich höhere Biogasproduk-
tion. Einzelwerte liegen in Versuchsphase 1 für die gleiche oTR–Co-Substratmenge bis zu
dreimal so hoch wie in Versuchsphase 2. Ein eindeutiger Zusammenhang ist anhand der
ermittelten Regressionskoeffizienten nicht gegeben.
Die maximale Raumbelastung war bei 4 kg oTR/(m³·d) in Versuchsphase 2 (siehe Tabelle
40) vorhanden. Sie liegt in einem Bereich, in dem keine Überlastung der Vergärung vorhan-
den sein sollte /DWA (2009)/. URBAN&SCHEER (2011) geben für die Co-Vergärung die Emp-
fehlung, dass bei der Kontrolle von Überladungen der CSB als Faktor für die Raumbelastung
herangezogen werden sollte. Grund hierfür sind die gegenüber dem normalen Klärschlamm
oftmals andere Zusammensetzungen hinsichtlich oTR und CSB. Erreicht normaler Roh-
schlamm ein CSB/oTR-Verhältnis von ca. 1,5, so war dieses Verhältnis beispielsweise für
fetthaltige Flotatschlämme aus den eigenen Messungen in Versuchsphase 2 bei einem Wert
von ca. 3 (siehe Abschnitt 4.3.1.2). Die Messung des CSB im Schlamm und der stark fest-
stoffhaltigen Substanzen (z.B. Co-Substrate) mit einfachen Methoden ist jedoch schwierig
und meist fehlerbehaftet. Eine Umrechnung aus dem leichter zu bestimmenden TOC ist
ebenfalls nicht praktikabel. Das TOC : CSB-Verhältnis von 4 : 1, das zum Teil für häusliches
Abwasser angegeben wird, unterliegt in Abhängigkeit von der Abwasserzusammensetzung
größeren Schwankungen. Das Gleiche gilt für weitere Substrate wie beispielsweise Fett-
abscheiderinhalte. Aus diesen Gründen ist die Praktikabilität der Methode im täglichen Ein-
satz als gering einzustufen.
Hydraulische Verweilzeit versus spezifische Gasproduktion
In Bild 44 ist die spezifische Biogasproduktion in Bezug auf den zugeführten oTR aus den
Co-Substraten in Abhängigkeit von der HRT des Klärschlamm-Co-Substrat–Gemisches in
FB III für Versuchsphase 1 und 2 dargestellt.
Zusammengefasst sind hier die Wochenmittelwerte. Deutlich zu erkennen sind die kürzeren
HRT im FB III in Versuchsphase 2. Diese kürzere zur Verfügung stehende Abbaudauer
schlägt sich in niedrigeren spezifischen Biogasproduktionen nieder. Die Schwankungsbreiten
liegen in Versuchsphase 1 in Bezug auf die Biogasproduktion zwischen 205 L/kg oTRzu und
etwas mehr als 1.030 L/kg oTRzu bei einer Verweilzeit zwischen 10,4 d und 14,1 d. In Ver-
suchsphase 1 liegt die niedrigste HRT bei 15,2 d. Das Maximum liegt bei weniger als 19,6 d.
In diesem Bereich liegt die spezifische Biogasproduktion zwischen 144 L/kg oTRzu und
1.300 L/kg oTRzu. Zur besseren Erkennbarkeit des Einflusses der HRT zeigt sich der Medi-
anwert der Biogasproduktion in Versuchsphase 1 mit 744 L/kg oTRzu gegenüber
446 L/kg oTRzu um mehr als 66 % erhöht.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
113
0
200
400
600
800
1.000
1.200
1.400
810 12 14 16 18 20 22
Hydraulische Verweilzeit [d]
spez. Gasproduktion [L/kg oTRzu]
VP1
VP2
Bild 44: Hydraulische Verweilzeit versus spezifische Gasproduktion der Co-Substrate (FB III)
Lineare Zusammenhänge lassen sich nicht erkennen. Der Einfluss der längeren HRT auf
eine höhere spezifische Biogasproduktion lässt sich eindeutig belegen. Die hohen Schwan-
kungsbreiten resultieren u.a. aus der Inhomogenität der Anlieferungen sowie betriebsbeding-
ten Schwankungen bei der Beschickung mit Klärschlamm und Co-Substraten.
oTR-Raumbelastung versus oTR-Abbaugrad
Bild 45 zeigt den oTR-Abbaugrad in FB III und FB IV in Abhängigkeit von der Raumbelas-
tung in Versuchsphase 1 und 2. In diesem Vergleich sind die Wochenmittelwerte von HRT
und Abbaugrad gegeneinander aufgetragen. Mit Zugabe der Co-Substrate steigt die Abbau-
barkeit des Klärschlamm-Co-Substrat-Gemisches im FB III. Damit steigt folgerichtig der Ab-
baugrad.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Raumbelastung [kg oTR/(m³·d)]
oTR-Abbaugrad [%]
VP1-FBIII
VP2-FBIII
VP1-FBIV
VP2-FBIV
Bild 45: oTR-Raumbelastung versus oTR-Abbaugrad in Faulbehälter III
spez. Gasproduktion von
Mischschlamm (s. Tabelle 11)
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
114
Die Abbaugrade in FB III sind mit 2–18 % im Vergleich zum erwartbaren Abbaugrad im Klär-
schlamm eher gering. Zum Vergleich sind die Werte aus FB IV für beide Versuchsphasen
dargestellt. Die Schwankungsbreite liegt im gleichen Bereich wie in FB III. In FB IV sind an
den besonders geringen und hohen Abbaugraden deutlich weniger Einzelereignisse beteiligt.
In der ersten Kaskadenstufe werden im Klärschlamm die größten oTR-Mengen bereits ab-
gebaut. Daher ist der Abbau in der zweiten Kaskadenstufe wesentlich geringer. Durch die
Überlagerung des geringen oTR-Abbaus aus dem Klärschlamm und dem Co-Substrat liegen
die Abbaugrade in einem Bereich unter 18 %. Grund hierfür ist auch, dass der Anteil der Co-
Substrate in FB III in Bezug auf den gesamten oTR in Versuchsphase 1 nur bei maximal
10,8 % und in Versuchsphase 2 bei 17,2 % liegt und damit nur einen geringen Beitrag zum
Gesamtabbau liefern kann. Zu erkennen ist, dass in Versuchsphase 1 der überwiegende Teil
der Werte für die Raumbelastung geringer als in VP 2 ist. Dies gilt sowohl für FB III als auch
für FB IV.
Grundsätzlich führt eine höhere Raumbelastung in FB III gegenüber FB IV zu höheren Ab-
baugraden. In FB III liegt die Raumbelastung in Versuchsphase 1 bei einem Medianwert von
1,3 kg oTR/(m³·d) [1,1 kg oTR/(m³·d) – Medianwert FB IV] gegenüber den 2,0 kg oTR/ (m³·d)
[1,7 kg oTR/(m³·d)] aus Versuchsphase 2 deutlich niedriger. Dabei wird als Medianwert für
den Abbaugrad in Versuchsphase 1 11,1 % (7,5 % – FB IV) und in Versuchsphase 2 8,4 %
(7,1 %) erreicht. Mit der höheren Raumbelastung sind die Abbaugrade dadurch geringer. Für
die Einzelwerte lässt sich dies nicht eindeutig bestätigen. In Versuchsphase 1 ist der Großteil
der Raumbelastung verhältnismäßig homogen zwischen 1,25 kg oTR/(m³·d) und
1,5 kg oTR/(m³·d) verteilt und erreicht dabei Abbaugrade zwischen 8 % und 18 %. Der Ein-
fluss, der bei einer ähnlichen Raumbelastung zu höheren Abbaugraden führt, ist in der je-
weils längeren HRT begründet. In Versuchsphase 2 ist die Spreizung der dargestellten
Raumbelastung wesentlich größer. Der größte Teil der Werte liegt zwischen 1,75 und
2,75 kg oTR/(m³·d). Dabei werden Abbaugrade zwischen knapp 4 % bis 18 % erreicht. Hö-
here Raumbelastungen von mehr als 2,5 kg oTR/(m³·d) führen – bis auf eine Ausnahme – zu
eher geringeren Abbaugraden. Der Grund hierfür sind die kürzeren Aufenthaltszeiten. Diese
Problematik wurde im Abschnitt „Hydraulische Verweilzeit“ bereits erläutert. Bei Raumbelas-
tungen ab ca. 2 kg oTR/(m³·d) werden keine Abbaugrade oberhalb von 9 % erreicht. Durch
die Überlagerung des Abbaus sind diese Abhängigkeiten nur bedingt erkennbar.
Co-Substratmenge und CH4-Gehalt
In Bild 46 ist die Steigerung des CH4-Gehaltes in Bezug auf die zugeführte Co-
Substratmenge dargestellt. Dabei wurden Wochenmittelwerte miteinander verglichen.
Die Betrachtung der Werte aus Versuchsphase 1 lässt erkennen, dass in FB III durch die
Zugabe der Co-Substrate grundsätzlich höhere CH4-Gehalte als in FB IV erreicht wurden. In
dieser Versuchsphase ist die Verteilung jedoch verhältnismäßig unspezifisch und lässt kei-
nen eindeutigen Trend erkennen. Wie bereits in Abschnitt 4.3.1.2 beschrieben ist die oTR–
Co-Substratmenge in Versuchsphase 1 deutlich geringer als in Versuchsphase 2. Aus die-
sem Grund liegt die Steigerung des CH4-Gehaltes im Median bei 1,4 % und ist damit deutlich
geringer als in Versuchsphase 2 (Medianwert: 3,1 %). Die Abhängigkeit ist eindeutiger als in
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
115
Versuchsphase 1. Mit steigender Anlieferungsmenge des oTR aus den Co-Substraten erhöht
sich die Differenz des CH4-Gehaltes zwischen FB III und FB IV. Bis maximal knapp 6 % liegt
der CH4-Gehalt in FB III über dem in FB IV. Dies ist eindeutig auf die zugegebenen Co-
Substrate zurückzuführen.
R2 = 0,8255
R2 = 0,2702
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
0 5 10 15 20 25 30
Anlieferung Co-Substrat [Mg oTR/Woche]
Differenz CH4-Gehalt Biogas FBIII-FBIV [%]
VP1
VP2
Linear (VP2)
Linear (VP1)
Bild 46: Co-Substratzufuhr versus Steigerung CH4-Gehalt
Die kürzere HRT in Versuchsphase 2 scheint keinen Einfluss auf die Qualität des produzier-
ten Gases zu haben. Hier ist der Zusammenhang durch die aufkonzentrierten Fettabscheide-
rinhalte deutlich (R²=0,83).
5.2.2 Laboruntersuchungen
5.2.2.1 Auswirkung von Temperaturveränderungen auf die Phasentrennung von Fett-
abscheiderinhalten
Die Ergebnisse sind in Bild 47 dargestellt. Dabei ist die Abhängigkeit des Aggregatzustandes
der Fette von der Temperatur deutlich zu erkennen.
Durch die Erwärmung des Co-Substrats kann es zu weiteren positiven Effekten kommen.
Zum einen lässt sich erwärmtes und damit fließfähigeres Co-Substrat besser mit dem Klär-
schlamm vermischen. Zum anderen wird die Reaktionsfläche für den Abbau vergrößert. Bei
der Erwärmung des Substrats lassen sich eindeutige Zusammenhänge zwischen Tempera-
tur und Trennung der drei Phasen erkennen. Beginnend bei Raumtemperatur von 20 °C über
40°C, 60 °C bis hin zu 80 °C ändern sich die Anteile der Phasen zum Teil signifikant über die
untersuchten Behandlungszeiten von 1 h, 2 h, 3 h, 4 h, 5 h und 22 h.
Bei der geringen Temperatur (20 °C) ließen sich in der sedimentierten Phase die höchsten
Volumina bei allen untersuchten Zeitdauern ermitteln. Auf der einen Seite sinken die Fette
durch die Anlagerung an andere Stoffe, wie beispielsweise sonstige Nahrungsreste, mit einer
höheren Dichte als Sediment, nach unten. Auf der anderen Seite bedeutet dies, dass die
Schwimmschicht, welche die Stoffe mit kleinerer Dichte enthält, verhältnismäßig gering ist.
Aufgrund des festeren Aggregatzustandes der fetthaltigen Schwimmschicht sind hier eben-
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
116
falls Partikel mit höherer Dichte enthalten, die bei niedrigen Temperaturen nicht herausgelöst
werden können.
Bild 47: Verteilung der Phasen in Abhängigkeit von der Zeit und Temperatur
Die durchschnittliche Dichte dieser Schicht ist niedriger als die Dichte des Wassers. Für alle
Zeitkategorien ist das geringste Volumen für die Schwimmschicht in der Temperaturklasse
20 °C zu finden. Die wässrige Phase zwischen der Sediment- und Schwimmschicht enthält
sowohl feine Partikel an Fetten und Sedimentstoffen, die aufgrund der geringen Energie
(Temperatur) in der Gesamtsubstanz nicht herausgelöst werden können und aufgrund der
gleichen Gesamtdichte des Gemisches, wie der des Wassers, in Schwebe gehalten werden.
Durch die Erhöhung der Temperatur auf 40 °C bzw. 60 °C lassen sich die Effekte des Her-
auslösens der Fette bzw. der Speisereste aus den jeweiligen Verbindungen am deutlichsten
erkennen. Bei gleichzeitiger Verringerung des Volumens der sedimentierten Stoffe steigt das
Volumen der Schwimmschicht. Nach zwei Stunden beträgt die Verringerung der Sedimenta-
tionsschicht bei Temperaturerhöhung von 20 °C auf 60 °C beispielsweise 133 mL
(–40 %) und die Verringerung der Schwimmschicht 123 mL (+79 %). Die wässrige Phase
bleibt mit einer Zunahme um nur 5 mL (+1 %) fast identisch. Bei höheren Temperaturen wer-
den aus der Schwimmschicht auch Verbindungen von Fett und sonstigen Nährstoffen ge-
trennt, die aufgrund ihrer Zusammensetzung eine geringere Dichte als Wasser haben und
somit aufschwimmen. Herausgelöste schwerere Bestandteile sinken in die Sedimentschicht.
Kleinere Stoffe höherer oder niederer Dichte bzw. Stoffe mit geringen Dichtegradienten ge-
genüber der wässrigen Phase können in der Schwimmschicht verbleiben.
Durch die Erwärmung konnte ein positiver Effekt auf die Verkürzung der Sedimentations-
und Flotationsdauer nachgewiesen werden.
Festzustellen bleibt, dass Fettabscheiderinhalte große örtliche und zeitliche Inhomogenitäten
aufweisen können (siehe Abschnitt 4.3.1.2). Der Einfluss der Temperatur auf einen Trenn-
nach n Stunden
1 2 3 4 5 22
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
117
prozess wurde anhand weniger Proben nachgewiesen. Eine optimale Temperatur für die
Phasentrennung bzw. -entmischung konnte aus den vorgenannten Gründen nicht ermittelt
werden. Diese hängt von einer spezifischen Kosten-Nutzen–Rechnung im Einzelfall ab.
Auf dem Markt gibt es Unternehmen, die Fettabscheiderinhalte annehmen, aufbereiten (d.h.
entwässern) und dann weiterverkaufen. Der Bau einer eigenen Anlage zur Eindickung muss
im Vergleich zum Bezug bereits aufkonzentrierter Fettabscheiderinhalte ökonomisch geprüft
werden. Zum Teil kann auf Kläranlagen beispielsweise überschüssige Wärmeenergie, die
zur Erwärmung der Fettabscheiderinhalte genutzt werden kann, vorhanden sein, die eine
ökonomische Bewertung maßgeblich beeinflussen würde.
Es zeigte sich, dass die Erhöhung der Zeitdauer in der Regel keinen großen Einfluss auf die
Verbesserung des Absetz- bzw. Flotationsverhaltens hat. Es konnte beobachtet werden,
dass sich im Sediment über die Zeit die Verhältnisse ändern. Durch die Veratmung des in
der Flüssigkeit gelösten Sauerstoffes bilden sich mit fortschreitender Prozessdauer anaerobe
Bedingungen. Durch das entstehende Faulgas wurden beim Aufsteigen der Gasblasen be-
reits sedimentierte Bestandteile aus dem Sediment gelöst und in Richtung Oberfläche mitge-
rissen. Dabei erhöht sich das Volumen der Schwimmschicht und der wässrigen Phase, ohne
das eine Erhöhung des Energiegehaltes erfolgt. Zur besseren Trennung der Phasen ist die
Erwärmung des Substrates ein geeignetes Mittel. Temperaturen über 60 °C sind dabei nicht
notwendig. Sehr gute Ergebnisse lassen sich in den ersten beiden Stunden erzielen. Bei
geringeren Temperaturen können Verbesserungen bei der Trennung durch eine längere
Zeitdauer erzielt werden.
5.2.2.2 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion
In Bild 48 sind die Summenkurven für den Laborbatchversuch 1 (LBV1) zur Bestimmung der
spezifischen Biogasproduktion aus den Co-Substraten mit Klärschlamm aus FB III darge-
stellt.
0
2.000
4.000
6.000
8.000
10.000
12.000
14.000
16.000
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Zeit [h]
Gasertrag [ml]
FBIII+FAI (oTR 5:1) 1.Ansatz
FBIII+FAI (oTR 5:1) 2.Ansatz
FBIII+FAI (oTR 2:1) 1.Ansatz
FBIII+FAI (oTR 2:1) 2.Ansatz
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
118
Bild 48: Biogasproduktion im Laborbatchversuch 1 – Bestimmung spezifische Biogasprodukti-
on
Zu erkennen ist, dass der Laborbatchversuch insgesamt über einen Zeitraum von 38 d
durchgeführt wurde. Nach einer Lag-Phase von 5–10 d und einer in diesem Zeitraum zu ver-
nachlässigenden Biogasproduktion, startete diese in den Ansätzen. Dabei war der Anstieg in
den Ansätzen mit der geringeren Dosierung an Fettabscheiderinhalten [FB III+FAI (oTR
5 : 1)] (erster und zweiter Ansatz) anfangs deutlich steiler. Die Biogasproduktion war in die-
sen beiden Ansätzen nach 30 d jedoch bereits abgeschlossen. Bei der höheren Dosierung
[FB III+FAI (oTR 2 : 1)] (erster und zweiter Ansatz) begann die Biogasproduktion zögerlicher.
Nach dem 20. Tag des Laborbatchversuches 1 war hier die Biogasproduktion wesentlich
größer als in den niedriger dosierten Ansätzen. Dabei dauerte die Biogasproduktion länger
und war – zumindest im ersten Ansatz – erst nach 38 d abgeschlossen. Die Ansätze zur
Überprüfung der ordnungsgemäßen Verhältnisse des Laborbatchversuches zeigten keine
limitierenden Bedingungen. Die Wiederfindungsraten der Ansätze mit Zellulose zum Nach-
weis eines guten Mischverhältnisses sowie der Schlammaktivität zeigten keine negativen
Auffälligkeiten. Im Ansatz aus reinem Impfschlamm wurden innerhalb der Dauer des Labor-
batchversuches keine auffälligen Biogasproduktionen festgestellt, die verfälschende Auswir-
kungen auf das Ergebnis gehabt hätten. Aufgrund der geringen Biogasproduktionen konnten
CH4-Gehalte nicht analysiert werden.
In Tabelle 44 sind die im Laborbatchversuch 1 festgestellten spezifischen Biogasproduktio-
nen der verschiedenen Mischungsverhältnisse dargestellt.
Tabelle 44: spezifische Biogasproduktion aus dem Laborbatchversuch 1
Spezifische
Biogasproduktion
FB III+FAI (Verhältnis 5 : 1)
FB III+FAI (Verhältnis 2 : 1)
1. Ansatz
2. Ansatz
Mittelwert
1. Ansatz
2. Ansatz
Mittelwert
[l/kg oTRzu]
1.370
1.019
1.194
1.047
939
993
Nur für das Co-Substrat Fettabscheiderinhalte zeigt sich, dass im Gemisch KS FB III : FAI
von 5 : 1 eine spezifische Biogasproduktion von 1.370 L Biogas/kg oTRzu und
1.019 L Biogas/kg oTRzu erreicht wurde. Der Mittelwert liegt bei 1.194 L Biogas/kg oTRzu. In
den Proben mit dem höheren Anteil an Fettabscheiderinhalten lagen die spezifischen Bio-
gasproduktionen bei 1.047 L /kg oTRzu und 939 L /kg oTRzu. Der Mittelwert ist hier
993 L /kg oTRzu. Somit ergeben die Batchansätze mit dem höheren Anteil an Fettabscheide-
rinhalten im Mittelwert eine um 20 % höhere spezifische Biogasproduktionen. Bei den Ein-
zelwerten kommt es zu einer Überschneidung. Der zweite Ansatz mit dem geringeren Anteil
an Fettabscheiderinhalten liegt 8,5 % über dem zweiten Ansatz mit dem höheren Anteil. Die-
se Unterschiede können für einen Laborbatchversuch im kleinen Maßstab (Flüssigvolumen:
1.100 mL) zu normalen Schwankungsbreiten gezählt werden. Aus diesem Grund wird ein
Gesamtmittelwert über alle Proben genommen. Damit ergibt sich ein Ergebnis von
1.094 L Biogas/kg oTRzu. Dieser Wert liegt 56 % über den Literaturwerten aus DWA (2009)
von 600–700 L Biogas/kg oTRzu. Gegenüber den Angaben aus BISKUPEK (1998) in Höhe von
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
119
700 L CH4/kg oTRzu (berechnet: 1.077 L Biogas/kg oTRzu bei einem CH4-Gehalt von 65 %)
liegt der im Laborbatchversuch 1 ermittelte Wert von 1.094 L Biogas/kg oTRzu auf nahezu
identischen Niveau.
5.2.2.3 Bestimmung der Auswirkung von Enzymen auf die Steigerung der Gaspro-
duktion
In Bild 49 sind die Summenkurven für den Laborbatchversuch 2 (LBV2) zur Bestimmung der
Wirkung von Enzymen auf die spezifische Biogasproduktion aus den Co-Substraten mit
Klärschlamm aus FB III dargestellt. Die Dauer des Laborbatchversuches 2 lag mit 37 d auf
nahezu identischem Niveau wie Laborbatchversuch 1 (38 d).
Bild 49: Biogasproduktion im Laborbatchversuch 2 – Bestimmung Wirkung von Enzymen
Bis zu diesem Zeitpunkt war die Biogasproduktion sämtlicher Ansätze signifikant abge-
schlossen. Die Ansätze, die zur Überprüfung der ordnungsgemäßen Verhältnisse des La-
borbatchversuches 2 dienten, wurden separat ausgewertet. Dabei konnten keine limitieren-
den Bedingungen festgestellt werden. Die Wiederfindungsraten der Kontrollansätze mit
Zellulose zum Nachweis eines guten Mischverhältnisses sowie der Schlammaktivität zeigten
keine negativen Auffälligkeiten. In den Ansätzen, die aus reinem Impfschlamm der FB III und
FB IV bestanden, wurden innerhalb der Dauer des Laborbatchversuches 2 keine auffälligen
Biogasproduktionen festgestellt, die verfälschenden Auswirkungen auf das Ergebnis gehabt
hätten.
Es zeigt sich, dass für den Klärschlamm aus FB III (Co-Substrat adaptiert) und FB IV (nicht
Co-Substrate adaptiert) bei der Beladung mit einer geringen Konzentration von Fettabschei-
derinhalten die spezifische Biogasproduktion mit 295 L/kg oTRzu für FB III und
304 L/kg oTRzu (Ansatz 1 und 2) auf einem nahezu gleichen Niveau liegt. Dies zeigt keine
eindeutige Ausrichtung der Biozönose in FB III mit den adaptierten Mikroorganismen für den
Umsatz der Co-Substrate. Beide Werte erreichen absolut gesehen nicht die Ergebnisse aus
dem Laborbatchversuch 1. In den Fettabscheiderinhalten zeigte sich mit 770 mg organi-
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
120
sche Säuren/L gegenüber dem Laborbatchversuch 1 mit 4.660 mg organische Säuren/L eine
wesentlich geringere Konzentration.
Somit erscheint eine Adaption bei der Zugabe geringer Co-Substratmengen nicht erforder-
lich. Eine Aussage zu den Grenzwerten einer tolerierbaren Beschickung können aus dem
Laborbatchversuch nicht 1 : 1 auf die großtechnische Vergärung im Klärwerk übertragen
werden. Bei deutlich höherer Beschickung mit Fettabscheiderinhalten in Ansatz 3 und 4 wird
die Biogasproduktion im nicht adaptierten Klärschlamm (Ansatz 4, FB IV) deutlich nachweis-
bar gestört. Die spezifische Biogasproduktion erreicht einen geringeren Wert von
300 L/kg oTRzu und liegt unter den spezifischen Werten für Klärschlamm von 500 L/kg oTRzu
(siehe Abschnitt 2.3.2.4). Die Fettabscheiderinhalte, die mit dem adaptierten Impfschlamm
gemischt wurden, zeigen einen wesentlich besseren Umsatz mit mittleren 400 NL/kg oTRzu,
bleiben jedoch hinter den Ergebnissen von Laborbatchversuch 1 (Mischungsverhältnis 1 : 5)
mit der geringeren Beschickung an Fettabscheiderinhalten zurück.
Für die Zugabe der größeren Menge an Fettabscheiderinhalten im Verhältnis von 1 : 2 zeigte
sich für den nicht adaptierten FB IV eine um 72 % geringere Biogasproduktion. Der Einsatz
der Enzyme hat deutliche Auswirkungen auf die spezifische Biogasproduktion bei der Be-
schickung mit der geringen Menge an Fettabscheiderinhalten. Hier steigt die spezifische Bi-
ogasproduktion um 20 %. Bei der erhöhten Menge an Fettabscheiderinhalten war die spezi-
fische Biogasproduktion deutlich geringer und reduzierte sich um 12 %. Dies könnte an einer
Limitierung durch die Enzyme liegen. Möglicherweise würde die Optimierung des Mi-
schungsverhältnisses mit den Enzymen zu besseren Ergebnissen führen. Dies wurde aus
Kostengründen nicht weiterbetrachtet.
5.2.2.4 Änderung des Schaumverhaltens durch Co-Substrate
In Tabelle 45 sind die Ergebnisse aus den Schaumversuchen 1 (SV1) und 2 (SV2) darge-
stellt. Die dargestellten Messdaten wurden gemeinsam mit HILDEBRAND (2009) im Rahmen
seiner Diplomarbeit „Untersuchungen zur Co-Vergärung von Klärschlamm und Fettabschei-
derinhalten auf dem Klärwerk Waßmannsdorf“ im Jahr 2009 im Labor der TU Berlin erhoben.
Im Schaumversuch 1 wurde nur Klärschlamm aus FB III unter Fettabscheidereinfluss be-
trachtet. Dabei wurden Vergleichswerte für FB I und FB IV genommen. Ohne Zugabe dieser
Co-Substrate zeigte sich das fast identische Schaumverhalten des Klärschlamms aus FB III
und FB IV. Generell hatte der Klärschlamm aus den FB I und FB II der ersten Kaskadenstufe
im Schaumversuch 1 und 2 eine deutlich geringere Neigung zum Schäumen als der Klär-
schlamm aus den FB III und FB IV der zweiten Kaskadenstufe. Mit einem Schaumwert von
3,2 bis 3,5 ist jedoch in der ersten Kaskadenstufe bereits ein erhöhtes Potenzial zum
Schäumen erkennbar. Im Schaumversuch 2 weisen alle Ansätze ohne zusätzliche Zugabe
von Fettabscheiderinhalten bei Werten von teilweise deutlich über 3,5 (3,8–4,3) eine sehr
hohe Neigung zum Schäumen auf. Die Werte aus dem FB III liegen in beiden Versuchen
nicht signifikant über den Werten des FB IV (Referenzbehälter).
Beim Schaumversuch 2 ist die Schaumneigung in FB IV sogar etwas höher als in FB III
(4,0 3,8). KOPPLOW (2006) beschreibt als einen Grund für eine höhere Schaumbildung
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
121
den Feststoffgehalt von Klärschlamm, der einen möglichen Einfluss auf die Messwerte dar-
stellt. Durch den hohen Abbaugrad in der ersten Kaskadenstufe (siehe auch Abschnitt 5.2.1)
ist der TR-Gehalt in der zweiten Kaskadenstufe geringer.
Tabelle 45: Ergebnisse aus den Schaumversuchen 1 (SV1) und 2 (SV2)
FB
Fettzugabe
[g]
SV1
[–]
SV2
[–]
I
–
3,2
3,5
II
–
–
3,5
0,3
–
2,1
1,0
–
1,4
3,0
–
1,2
III
-
4,3
3,8
0,3
3,0
3,4
1,0
2,2
2,0
3,0
1,6
1,4
IV
–
4,2
4,0
0,3
–
2,3
1,0
–
1,6
3,0
–
1,3
Mit zusätzlicher Zugabe von Fettabscheiderinhalten sank der Schaumwert. Sowohl in den
Ansätzen mit und ohne Zugabe von Fettabscheiderinhalten ließ sich eine Schaumbildung
beobachten. Die Zugabe der geringsten Menge (0,3 g) führte jedoch bereits zu einer Verrin-
gerung des Schaumwertes. Bei Erhöhung der Zugabemengen (1,0 und 3,0 g) waren noch
deutlichere Verringerungen des Schaumwertes zu beobachten. Dies gilt für die Untersu-
chungen der Zugabe von Fettabscheiderinhalten in den Klärschlamm aus der ersten und
zweiten Kaskadenstufe. Hier zeigt sich, dass im Laborversuch die Zugabe der Fettabschei-
derinhalte einer Schaumneigung signifikant entgegenwirkt. Die Übertragbarkeit dieser Er-
gebnisse auf die großtechnische Vergärungsanlage ist nicht gegeben, da im Labor die Effek-
te der stärkeren Biogasproduktion durch eine gesteigerte Fettzugabe unter anaeroben
Bedingungen nicht nachgebildet werden konnten. Diese kann ein stärkeres Schäumen be-
wirken und damit die Effekte des verminderten Schaumpotenzials deutlich überlagern. Eben-
falls konnten im Labor die Durchmischungsverhältnisse der großtechnischen Vergärungsan-
lage nicht nachgebildet werden. Dies muss bei der Bewertung der Ergebnisse berücksichtigt
werden. Im großtechnischen Betrieb war die Zugabe der Co-Substrate als Hauptursache
einer beobachteten verstärkten Schaumbildung vermutet worden. Dieser Effekt ließ sich bei
den Schaumversuchen nicht reproduzieren.
In beiden Versuchen ließen sich im reinen Klärschlamm bereits hohe Neigungen zum
Schäumen beobachten. Entgegen den Erfahrungen aus der Praxis führte die Zugabe der
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
122
Fettabscheiderinhalte nicht zu einem stärkeren Schäumen. Eine Steigerung der Zugabe-
mengen der Fettabscheiderinhalte verringerte sogar das Schäumen.
5.2.2.5 Einfluss der Fettabscheiderinhalte auf die Entwässerbarkeit
Erfahrungen aus dem großtechnischen Betrieb
In Bild 50 ist der Verbrauch von Flockungshilfsmittel (FHM) in den Jahren von 2007 bis 2009
dargestellt. Vergleichswerte aus der Literatur zum Flockungshilfsmittelverbrauch lassen sich
nicht benennen, da in Abhängigkeit der Klärschlammbeschaffenheit und des gewünschten
Entwässerungsgrades, der Anlagentechnik und der Zusammensetzung und Wirkstoffkon-
zentration des Flockungshilfsmittels große Unterschiede vorhanden sind. Zu erkennen ist,
dass in Versuchsphase 1 beim Einsatz von vor allem normalen Fettabscheiderinhalten als
Co-Substrate keine signifikante Erhöhung des FHM-Verbrauchs stattfand.
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
10,00
11,00
12,00
13,00
14,00
FHM-Verbrauch in [kg/Mg oTR]
Bild 50: FHM-Verbrauch in der Schlammentwässerung in den Jahren von 2007 bis 2009
Die Zugabe des FHM in der Klärschlammentwässerung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf ist
in Abschnitt 4.1.1 beschrieben.
Lediglich einige Spitzen sind vorhanden, die im normalen Betrieb vor Beginn der Co-
Substratzugabe (beispielsweise im Jahr 2007) ebenfalls wahrnehmbar sind. Diese hatten
betriebsbedingte Gründe. Mit der verstärkten Zugabe von aufkonzentrierten Fettabscheide-
rinhalten stieg der Verbrauch an FHM in der zweiten Versuchsphase deutlich an. In Tabelle
46 ist der FHM-Verbrauch aus den Versuchsphasen 1 (VP 1) und 2 (VP 2) sowie aus den
Jahren 2007 bis 2009 gegenübergestellt.
Der Mittelwert des FHM-Verbrauchs ändert sich im Jahr 2008 gegenüber dem Vorjahr nicht.
In Versuchsphase 1 liegt der Mittelwert im Vergleich sogar geringfügig niedriger als im Vor-
VP 1
VP 2
2007 2008 2009
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
123
jahr sowie im Jahr 2008. Lediglich beim Minimalwert sind Änderungen zu erkennen. Hier ist
in Versuchsphase 1 der höchste Wert im Vergleich zu 2007 und 2008 zu verzeichnen. Damit
waren im Wesentlichen Änderungen durch die Zugabe der Co-Substrate nicht zu beobach-
ten. Beim Vergleich von Versuchsphase 2 mit Versuchsphase 1 und den Vorjahren zeigt sich
eine erkennbare Steigerung (+18,5 % gegenüber VP 1) beim Mittelwert. Diese signifikanten
Steigerungen zeigten sich ebenfalls beim Minimalwert (+15,5 %). Der Maximalwert (+3,4 %)
ist nur geringfügig erhöht (Tabelle 46).
Tabelle 46: Minimal-, Maximal- und Mittelwerte des Verbrauchs von Flockungshilfsmittel bei der
Klärschlammentwässerung
Jahr/VP
FHM-Verbrauch [kg FHM/Mg oTRKS]
Minimalwert
Mittelwert
Maximalwert
2007
6,0
8,2
12,2
2008
5,9
8,2
12,0
VP 1
6,4
8,2
12,0
2009
6,5
9,4
14,6
VP 2
7,4
9,7
12,4
Auf dem Markt sind viele spezielle FHM verfügbar. Diese erzielen für unterschiedliche Klär-
schlämme unterschiedliche Ergebnisse. Mit dem Ziel, den FHM-Verbrauch zu senken, wurde
nach Vorversuchen im Juni 2009 auf ein anderes FHM umgestellt. Dadurch konnte der Mit-
telwert von 10,4 kg FHM/Mg oTRKS in den Monaten März und April 2009 in Versuchsphase 2
auf 9,1 kg FHM/Mg oTRKS in den Monaten August bis Oktober von Versuchsphase 2 gesenkt
werden. Der gesenkte Verbrauch erreichte jedoch nicht den Verbrauch aus der ersten Ver-
suchsphase und den Vorjahren. Damit waren weiterhin Mehrkosten für die Klärschlamment-
wässerung aufzubringen, da das neue FHM auch teurer als das Vorprodukt war. Insgesamt
war die Umstellung wirtschaftlich.
Der höhere FHM-Verbrauch kann folgende Ursachen haben:
nicht ausreichende Durchmischung in den Faulbehältern,
damit einhergehend Aufschwimmen der Fettabscheiderinhalte wegen geringerer
Dichte im Faulbehälter,
schlechterer Abbau der organischen Substanz der Co-Substrate wegen zu geringer
HRT,
unterschiedliche Zusammensetzung der Co-Substrate in Versuchsphase 2 gegen-
über Versuchsphase 1.
Laboruntersuchungen
Da großtechnische Versuche aufgrund der in Abschnitt 4.1.1 beschriebenen Anlagenkonfigu-
ration nicht durchgeführt werden konnten, wurden, um den Einfluss der Co-Substrate die
Entwässerbarkeit festzustellen, im Labor der TU Berlin Versuche unternommen. Dabei wur-
de sich auf das Co-Substrat Fettabscheiderinhalte beschränkt. Die Messdaten wurden ge-
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
124
meinsam im Rahmen einer Studienarbeit mit dem Titel „Untersuchungen zur Co-Vergärung
von Klärschlamm und Fetten auf dem Klärwerk Waßmannsdorf“ /RIEMANN (2010)/ im Labor
der TU Berlin erhoben.
In Bild 51 ist der TR aus den Zentrifugationsversuchen im Labor für den Feststoff sowie das
Zentrat der behandelten Klärschlamme aus FB III und FB IV mit und ohne Zugabe des FHM
dargestellt.
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
ohne FHM 7 8 9 10 11 12
FHM-Zugabe [kg /Mg TR]
TR [%]
FBIII-Feststoff
FBIV-Feststoff
FBIII-Zentrat
FBIV-Zentrat
Bild 51: TR-Gehalte in Feststoff und Zentrat im Laborversuch zum FHM-Verbrauch für ver-
schiedene Zugabemengen des Flockungshilfsmittels
Zu erkennen ist, dass ohne Zugabe des FHM der TR im Feststoff für die Klärschlamme aus
FB III und FB IV am niedrigsten und nahezu auf dem gleichen Niveau war. Mit steigender
Menge des zugegebenen FHM steigt im Feststoff der TR. Im Zentrat ist der TR ohne FHM-
Zugabe im Klärschlamm aus FB III gegenüber dem aus FB IV um 50% höher. Mit Zugabe
des FHM wurde für die geringste Menge von 7 kg /Mg TR die Probe aus FB IV (Referenzbe-
hälter) besser eingedickt. Die Werte im Zentrat lagen hier auf dem gleichen Niveau. Für die
FHM-Zugabemengen von 8–10 kg /Mg TR waren die TR-Werte für den Feststoff des Klär-
schlamms aus FB III ca. 5 % höher als für den Klärschlamm aus FB IV. Im Zentrat schwan-
ken die TR-Werte geringfügig um einen Mittelwert von 0,4 % (Klärschlamm aus FB III) und
0,45 % (Klärschlamm aus FB IV) ohne signifikante Unterschiede. Bei der Zugabe von
11 kg/Mg TR beginnt der TR im Klärschlamm aus FB III leicht zu sinken, während dieser im
Klärschlamm aus FB IV weiter steigt. Bei der höchsten Zugabe erreicht der TR im Klär-
schlamm aus FB IV sein Maximum in diesem Versuch. Der Klärschlamm aus FB III erreicht
seinen maximalen TR im Feststoff bei einer FHM-Zugabemenge von 10 kg/Mg TR. Parallel
liegt im Zentrat der minimale TR vor. Bei der hier maximalen FHM-Zugabe (7 kg/Mg TR) liegt
der TR im Klärschlamm von FB III auf dem Niveau der minimalen Zugabe von 7 kg/Mg TR.
Mit den maschinellen Entwässerungsverfahren werden im großtechnischen Betrieb TR-
Werte von zum Teil über 30 % im Feststoff erzielt. Diese lagen mit der Laborzentrifuge bei
lediglich knapp 9 % im Maximum.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
125
In Bild 52 sind die CSB-Konzentrationen aus dem Laborzentrifugentest für die verschiedenen
FHM-Zugabemengen dargestellt.
0
5.000
10.000
15.000
20.000
25.000
30.000
35.000
40.000
ohne FHM 7 8 9 10 11 12
FHM-Zugabe [kg /Mg TR]
CSB [mg/L]
FBIII-Zentrat
FBIV-Zentrat
Bild 52: CSB des Zentrats im Laborzentrifugentest für verschiedene FHM-Zugabemengen
Ohne FHM-Zugabe finden sich im Zentrat sehr hohe CSB-Werte. Dabei ist der CSB im Klär-
schlamm aus FB III deutlich höher als im Klärschlamm aus FB IV, der nicht mit Co-Substrat
beschickt wurde. Für die FHM-Zugaben in Höhe von 7–12 kg /Mg TR liegen die Messwerte
im Zentrat des Klärschlamms aus FB III unter den Messwerten für den Klärschlamm aus
FB IV. Bis zum untersuchten Höchstwert von 12 kg/Mg TR ist deutlich ein stetiger Rückgang
des CSB zu verzeichnen. Die Zusammensetzung des Zentrats ist gekoppelt an die des Fest-
stoffes. Damit zeigen die durch die FHM-Zugabe deutlich reduzierten CSB-Konzentrationen
im Zentrat eine sehr gute Funktion des FHM – besonders bei dem Klärschlamm aus FB III.
Das genutzte FHM ist somit gut auf das Klärschlamm-Co-Substrat–Gemisch angepasst. Für
die Nährstoffe ließen sich ebenfalls keine erhöhten Werte für den Klärschlamm aus FB III
gegenüber dem Klärschlamm aus FB IV erkennen.
Bei den Untersuchungen zum TR konnte im Laborzentrifugentest kein erhöhter Verbrauch an
FHM durch die Co-Substrate im Klärschlamm aus FB III gegenüber Klärschlamm aus FB IV
nachgewiesen werden. Die niedrigen Konzentrationen an CSB und Nährstoffen – jeweils im
Klärschlamm aus FB III und Klärschlamm aus FB IV – zeigen, dass hinsichtlich der Rückbe-
lastung der Anlage zum Versuchszeitpunkt keine erhöhten Nährstoff- sowie CSB-
Konzentrationen aus Sicht der Laborzentrifugentests zu erwarten waren. Einschränkend
muss auf die verschiedene Entwässerungstechnik großtechnisch und im Laborversuch hin-
gewiesen werden. So können die Laboruntersuchungen nur einen Anhaltspunkt liefern, je-
doch großtechnische Versuche nicht ersetzen. Die sehr aufwendige Umsetzung der
schlammspezifischen Untersuchungen in einem großtechnischen Test mit einer Zentrifuge
ähnlicher Bauart, wie auf dem Klärwerk vorhanden, konnte im Rahmen dieser Arbeit nicht
durchgeführt werden.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
126
5.2.3 Berechnungen
5.2.3.1 Größe eines Zwischenspeichers
Die Daten für die Speicherauslegung hinsichtlich des Volumens sowie beschickungsfreier
Tage und die tägliche Beschickungsmengen an den restlichen Tagen enthält Tabelle 47.
Tabelle 47: Speicherauslegung für verschiedene Szenarien
Menge
[Mg]
Variante
(V)
Dimension
Beschickung
Beschickungs-
menge
B [Mg/d]
Speicher-
volumen
SPV [m³]
Tage ohne
Beschickung
dB=0 [d]
5.000
1
Bmin
19
734
95
2
B2
=Bmin*150 %
29
109
166
3
Bist
61
70
247
4
B3
=(Bmin+Bmax)/2
76
56
253
5
Bmax
132
0
262
7.000
1
Bmin
27
994
98
2
B2
=Bmin·150 %
41
149
169
3
Bist
114
70
254
4
B3
=(Bmin+Bmax)/2
106
78
253
5
Bmax
184
0
262
9.000
1
Bmin
34
1.337
94
2
B2
=Bmin·150 %
51
210
163
3
Bist
167
70
262
4
B3
=(Bmin+Bmax)/2
136
101
253
5
Bmax
237
0
262
Durch die unregelmäßigen Anlieferungen, die in der Regel kaum beeinflussbar sind, kommt
es zu großen benötigten Speichervolumina (SPV). Die Anlieferungen verteilen sich auf nur
28 % der Tage eines Jahres. Bei den höheren Jahresmengen erhöht sich bei gleich-
bleibender zeitlicher Verteilung das benötigte Speichervolumen deutlich.
Bei Variante 1 mit einer möglichst ausgeglichenen Beschickungsmenge (Bmin) ergeben sich
folgerichtig die höchsten Speichervolumina. Für die größte jährliche Anlieferung von
9.000 Mg liegt dieses deutlich über 1.000 m³. Durch die hohe HRT im Speicher sind nicht
beabsichtigte aerobe und anaerobe Umsetzprozesse zu erwarten, die der Verwertung der
Co-Substrate zu Biogas entgegenstehen. Die Baukosten für solche großen Behälter sind
sehr hoch.
Durch die erhöhten Jahresmengen der angelieferten Co-Substrate ändern sich entsprechend
deutlich die täglichen maximalen Beschickungsmengen. Beträgt diese Beschickungsmenge
für 5.000 Mg pro Jahr noch 132 Mg/d, erhöht sie sich vergleichbar mit der 80 %igen Erhö-
hung der Jahresmenge auf 9.000 Mg in Variante 3 um 80 % auf 237 Mg/d. Angemerkt sei,
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
127
dass es sich hierbei um den Maximalwert im berechneten Jahreszeitraum handelt, unterhalb
dem sämtliche weiteren angenommenen Anlieferungsmengen liegen.
Für die vorhandene Anlieferungsverteilung ist eindeutig Handlungsbedarf erkennbar. Die
errechneten Speichervolumina sind zur Gewährleistung einer gleichmäßigen Beschickung
nicht zweckmäßig, da sie in einem unwirtschaftlichen Bereich liegen. Zum Ausgleich der Be-
schickung wird daher empfohlen, eine Optimierung der Anlieferungen durchzuführen. Durch
eine vergleichmäßigte Anlieferung der Co-Substrate kann (und muss) für einen Ausgleich
der Beschickung und damit der Biogasproduktion gesorgt werden. Durch die teilweise im-
mensen Steigerungen der maximalen Beschickung bei höheren Jahresmengen der Co-
Substrate würde es zu schwer abschätzbaren Unregelmäßigkeiten im Anlagenbetrieb kom-
men. Aufgrund der hohen spezifischen Biogasproduktionen von aufkonzentrierten Fett-
abscheiderinhalten kann ein Überschäumen der Faulbehälter, vor allem in der kalten Jahres-
zeit bei Anwesenheit fädiger Mikroorganismen (Microthrix parvicella), nicht verhindert
werden. Selbst ohne diese Betriebsprobleme könnte das anfallende Gas ohne größere Um-
bauten nicht ausreichend zwischengespeichert und damit energetisch genutzt werden. Es
müsste gezielt abgefackelt werden. Dies steht dem Gedanken der Steigerung der Energieef-
fizienz durch höhere Biogasproduktion aus den Co-Substraten entgegen und hätte ebenfalls
hohe Umweltbelastungen zur Folge.
Entstehende Frachtstöße bedeuten einen erheblichen Einfluss auf die HRT. Schädliche Ein-
flüsse auf die Biozönose können nicht ausgeschlossen werden.
5.2.3.2 Rückbelastung
Die für die Berechnung genutzte mittlere Nges-Zulauffracht in die Belebungsstufe liegt bei
ca. 17.200 kg/d (200.000 m³/d, 86 mg Nges /L). Aus dem Zentrat fließen 1.679 kg Nges/d
(1.428 m³ /d, 1.176 mg Nges/L) in die Belebungsstufe des Klärwerks. Insgesamt beträgt die
Fracht aus Zulauf und Zentrat damit ca. 18.879 kg Nges/d.
In Tabelle 48 sind die Konzentrationen des Nges der betrachteten Co-Substrate dargestellt.
Für die verschiedenen Co-Substrate wurde anhand der Zugabemengen die Rückbelastung
für Stickstoff abgeschätzt. Dabei wurde der gleiche prozentuale Stickstoffübergang wie aus
dem Klärschlamm in das Zentrat unterstellt.
Bei der Beschickung mit 200 Mg pro Tag beträgt die Rückbelastung durch Stickstoff aus dem
Zentrat gegenüber dem normalen Zulauf zur Kläranlage ca. 10 % (Bild 53).
Tabelle 48: Konzentration von Gesamtstickstoff in den verschiedenen Co-Substraten
Konzentration
Gesamtstickstoff
Nges
normale
Fettabscheiderinhalte
[mg/L]
aufkonzentrierte.
Fettabscheiderinhalte
[mg/L]
Speisereste
[mg/L]
Minimum
280
1.730
6.580
Mittelwert
670
2.490
7.740
Maximum
1.280
3.540
9.760
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
128
Dies ist der „worst case“ für Speisereste mit maximaler Nges-Konzentration und 100 %iger
Zentratwirksamkeit des Stickstoffs. Für aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte, die größten-
teils angenommen werden, liegt die Rückbelastung bei 0–2,6 % und ist damit wesentlich
geringer.
0
2
4
6
8
10
12
10 30 50 70 90 110 130 150 170 190
angelieferte Menge Co-Substrat [Mg/d]
Erhöhung der Nges Fracht im Zulauf [%]
SR (max)
SR (mittel)
SR (min)
akFAI (max)
akFAI (mittel)
akFAI (min)
nFAI (max)
nFAI (mittel)
nFAI (min)
Bild 53: Min-, Mittel- und Max-Erhöhungswerte der N-Rückbelastung durch die Co-Substrate
Berechnungen anhand von Literaturwerten
In der Literatur gibt es wenige Untersuchungen zum Verhalten von Stickstoffen bei der anae-
roben Vergärung. Eine gute Zusammenstellung liefern LESCHBER&LOLL (1996), die von einer
20–40 %igen Einbindung des totalen Kjeldahl-Stickstoffs in partikulärer Form in den Klär-
schlamm ausgehen. Bei Abbaugraden von 50 %, die in der Vergärung erreicht werden, wird
die Hälfte des organischen Anteils mineralisiert. Bei diesem Vorgang wird dieser Stickstoff-
anteil gelöst, da sich beim Abbau stickstoffhaltiger Substrate NH4 bildet /DWA (2008)/. Damit
erfolgt bei der Entwässerung ein Übertrag in das Zentrat. Für die potenzielle Rückbelastung
wird der Mineralisierungsgrad der Co-Substrate mit 70 % festgelegt. In der Summe liefern
die vorstehenden Aussagen jedoch einen weiteren Hinweis auf die Überbewertung des An-
teils zur Rückbelastung aus der ersten Abschätzung. Im Zuge der Klärschlammentwässe-
rung gelangen ca. 90 % des NH4 in das Zentrat (siehe Tabelle 49).
Bei Annahme eines 70 %igen Abbaus der organischen Substanz und bei gleichzeitiger An-
nahme des Vorhandenseins von 100 % des Stickstoffs in der organischen Substanz müssten
70 % des Nges gelöst in den Klärschlamm übergehen. Für die Berechnung der Konzentration
wird nur der Anteil der Co-Substrate im Klärschlamm betrachtet.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
129
Tabelle 49: Konzentration gelöster Stickstoff aus den Co-Substraten im Klärschlamm
Konzentration
gelöster Stickstoff
Nges
normale
Fettabscheiderinhalte
[mg/L]
aufkonzentrierte
Fettabscheiderinhalte
[mg/L]
Speisereste
[mg/L]
Minimum
200
1.210
4.610
Mittelwert
470
1.740
5.420
Maximum
900
2.480
6.830
Für die Berechnung wurde vereinfachend festgelegt, dass der gesamte gelöste Stickstoff als
NH4 vorliegt. Aufgrund der geringen Mengen von partikulär gebundenem Stickstoff im Zentrat
sowie fehlender Berechnungsansätze wurde dieser Anteil bei der Berechnung nicht berück-
sichtigt. Daraus ergeben sich die in Tabelle 50 dargestellten Konzentrationen.
Tabelle 50: Konzentration gelöster Stickstoff aus den Co-Substraten im Zentrat
Konzentration
Gesamtstickstoff
Nges
normale
Fettabscheiderinhalte
[mg/L]
aufkonzentrierte
Fettabscheiderinhalte
[mg/L]
Speisereste
[mg/L]
Minimum
180
1.090
4.150
Mittelwert
420
1.570
4.880
Maximum
810
2.230
6.150
Mit dieser genaueren Annäherung wird gezeigt, dass ca. 2/3 des Stickstoffs aus den Co-
Substraten zur Erhöhung der Rückbelastung beiträgt. Für normale Fettabscheiderinhalte ist
die Rückbelastung zu vernachlässigen. Für aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte liegen die
Stickstoffkonzentrationen des Zentrats um Faktor 6 und für Speisereste mit Faktor 23 höher.
Die maximale Erhöhung im Zulauf der Belebung würde unter 10% liegen und kann mit den
Kapazitäten vor Ort in der Belebung derart eliminiert werden, dass die Grenzwerte weiterhin
sicher eingehalten werden.
Phosphorrückbelastung
Hinsichtlich der Phosphorrückbelastung sind keine hohen Effekte zu erwarten, da auf dem
Klärwerk Waßmannsdorf eine MAP-Fällung betrieben wird, die einen reduzierenden Effekt
für die Phosphorkonzentration im Schlammwasser und damit auf die Konzentration im
Zentrat hat. Des Weiteren werden die Phosphorkonzentrationen im Ablauf so gering, dass
der Grenzwert problemlos eingehalten wird. Dadurch ist bei einer Phosphorrückbelastung
genügend Spielraum vorhanden. Bei großtechnischen Versuchen von EWERT (2009) wurde
der gelöste Phosphorgehalt im Zentrat um 90 % gesenkt. Grundsätzlich sollte in den großen
Klärwerken ein Phosphorrecycling zum Standard werden, da diese Ressource knapp und
endlich ist.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
130
5.2.3.3 Zusammenfassung Rückbelastung
Das Problem einer stark prozessbeeinflussenden Rückbelastung erscheint bei den betrach-
teten Co-Substraten nicht gegeben. DWA (2009) gibt bei Fettabscheiderinhalten die gleiche
Empfehlung. Es sei „kaum mit einer wesentlichen Erhöhung der Stickstofffrachten zu rech-
nen, da diese Abfälle meist sehr wenig Protein enthalten“. Co-Substrate mit höheren Pro-
teingehalten, wie z.B. Speisereste, werden kritischer betrachtet. Hier ergaben sich aus den
Stichproben für den „worst case“ ca. 10 %. Da unter Umständen in den nächsten Jahren
weitere Co-Substrate akquiriert werden, sollte die Errichtung eines Zentratzwischenspeichers
zur Vergleichmäßigung der Abgabe in die Belebung geprüft werden. Neue Co-Substrate
müssen ohnehin in einem Probebetrieb auch hinsichtlich ihrer Auswirkungen auf die Rückbe-
lastung der Kläranlage geprüft werden.
5.2.4 Zusammenfassung der Versuche zur Vergärung auf dem Klärwerk Waß-
mannsdorf
Durch die Mitvergärung von Co-Substraten wurden auf dem Klärwerk Waßmannsdorf eine
deutliche Erhöhung der Biogasproduktion erzielt. Dabei wurden in Versuchsphase 1 eine
59 %ige und in Versuchsphase 2 eine 56 %ige Steigerung der Biogasproduktion erreicht. Ein
linearer Zusammenhang zwischen der Erhöhung der Biogasproduktion durch die Erhöhung
der eingesetzten Co-Substratmenge konnte eindeutig nachgewiesen werden. Dieser war in
Versuchsphase 2 deutlicher ausgeprägt, hatte jedoch eine geringere Steilheit. Grund dafür
war zum einen die um 32 % geringere Verweilzeit und ein daraus folgender reduzierten Ab-
baugrad im Co-Substrat von 50,1 % in Versuchsphase 1 auf 41,5 % in Versuchsphase 2. Die
höhere oTR-Zugabemenge der Co-Substrate konnte entsprechend nicht so gut abgebaut
werden. Die geringere Verweilzeit hatte ihren Grund vor allem in der größere Klärschlamm-
zugabe in Versuchsphase 2 (+ 46 %). Grund hierfür war die Sanierung von FB I in der ersten
Versuchsphase. Die Raumbelastung mit 1,3 kg oTR/(m³·d) in Versuchsphase 1 und
2,0 kg oTR/(m³·d) in Versuchsphase 2 lag jeweils deutlich unterhalb der von DWA (2009)
benannten Größenordnung von 4,5 kg oTR/(m³·d) für Kläranlagen mit einen Anschlusswert
von mehr als 100.000 E. Somit waren hinsichtlich der Raumbelastung Reserven vorhanden.
Durch die Anlagenkonfiguration einer Kaskadenfaulung und die Zugabe der Co-Substrate in
die zweite Kaskadenstufe stand, wie bereits erwähnt, für den Abbau der Co-Substrate nicht
genügend Aufenthaltszeit zur Verfügung. Negative Effekte, die wahrscheinlich dem unzu-
reichenden Abbau in VP 2 geschuldet sind, wurden mit der signifikanten Erhöhung des FHM-
Verbrauchs bei der Klärschlamm-Entwässerung deutlich. Ebenfalls sank dadurch die spezifi-
sche Biogasproduktion aus den Co-Substraten von 812 L/kg oTRzu (VP 1) auf 522 L/kg
oTRzu (VP 2). Als Auswirkung der Co-Substratzugabe wurde ein erhöhter CH4-Gehalt in
FB III beobachtet. In der ersten Versuchsphase lag die Steigerung bei 2,3 % gegenüber dem
Biogas aus FB IV. In VP 2 war die Steigerung mit 5,5 % deutlicher. Dies hatte auch seinen
Grund in den verstärkt angenommenen aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten, die einen
deutlich höheren Anteil an Organik (oTR) besaßen.
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
131
In den Laborversuchen konnte die Abhängigkeit der Phasentrennung in den Fettabscheide-
rinhalten von der Temperatur nachgewiesen werden. Durch die Erwärmung der getesteten
Co-Substrate wäre eine Abtrennung der lipophilen (fetthaltigen) Phase erreichbar, die zu
einer effektiveren Energieausbeute führen würde. Die Errichtung einer eigenen Anlage zur
Aufkonzentrierung für Fettabscheiderinhalte muss sich jedoch im Vergleich zu den Kosten
der Eindickung in schon existierenden Anlagen rechnen. In den Laborbatchversuchen zur
Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion wurden im Maximum 1.370 L/kg oTRzu er-
reicht. Der in Laborbatchversuch 1 ermittelte mittlere Wert von 1.094 L/kg oTRzu liegt deutlich
über dem Literaturwert aus DWA (2009). Andere Quellen geben ähnlich hohe Werte wie die
eigenen gemessenen an. Bei Laborbatchversuchen mit speziellen Enzymen konnten keine
biogasertragssteigernden Effekte nachgewiesen werden. Die auf dem Klärwerk durch dis-
kontinuierliche Beschickung mit den Co-Substraten aufgetretenen Schaumprobleme wurden
im Laborversuch nachgebildet. Hierbei zeigte sich jedoch ein verringertes Schäumen durch
höhere Konzentration der Fettabscheiderinhalte. Allerdings entsprachen die aeroben Ver-
hältnisse im Laborversuch nicht den großtechnischen anaeroben Bedingungen. Für die Ent-
wässerbarkeit wurden im Laborversuch deutliche Effekte zur Verringerung der CSB-
Konzentration im Zentrat durch die Erhöhung der Zugabe von FHM ermittelt. Die Erhöhung
von 8 auf 10 kg FHM/Mg TR ergab eine Reduzierung um 54 % (4.060 1.802 mg CSB/L).
Ebenfalls war die Steigerung des TR im Feststoff bis zu einer optimalen FHM-Zugabemenge
festzustellen. Wie bereits bei der Auswertung der Biogasproduktion erkannt wurde, ist eine
gleichmäßige Beschickung mit den Co-Substraten der geeignete Weg, um Gasspitzen und
Schaumprobleme zu vermeiden. Bei den Berechnungen zur Größe des Zwischenspeichers
zeigte sich, dass eine möglichst gleichmäßige Anlieferung von Co-Substraten für möglichst
kleine vorzuhaltende Speicher unumgänglich ist. Die für die Rückbelastung berechneten
Szenarien mit einem Vielfachen der bislang angenommenen Co-Substratmengen zeigten
keine Effekte auf die Belebungsstufe, die zu einer signifikanten Steigerung der Ablaufwerte
führen sollten.
5.3 Ermittlung der einwohnerwertspezifische Methan- und Biogas-
produktion aus Klärschlamm und Fettabscheiderinhalten
Um eine Vergleichbarkeit der betrachteten Verfahren:
Klärschlammvergärung mit und ohne Co-Substrat und
Braunwasservergärung mit und ohne Co-Substrat (siehe Abschnitt 6.3)
zu schaffen, werden die einwohnerspezifischen Biogasproduktionen und Methanproduktio-
nen in theoretischen (aus der Literatur) sowie praktischen (aus den eigenen Versuchen) Be-
trachtungen ermittelt.
Berechnung der einwohnerspezifischen CH4- und Biogasproduktion für Klärschlamm
(KS)
Die einwohnerspezifische Energieerzeugung bei der konventionellen Abwasserbehandlung
mit Vorklärung, Belebungsbecken und Faulung stellt sich wie folgt dar:
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
132
Theorie:
Der CSB-Gehalt im Rohabwasser und dessen Elimination in der Vorklärung (VK) wurden aus
dem ATV-Arbeitsblatt 131 /ATV-DVWK (2000)/ entnommen. In der Vorklärung wird der CSB
über den Primärschlamm (PS) entzogen, der der Vergärung zugeführt wird. Die Werte für
den CSB-Anteil im Sekundärschlamm (SS) sind GUJER (2007) entnommen. SVARDAL (2010)
gibt ähnliche Werte an. Der CH4-Gehalt im Biogas von 65 % wurde nach STIER ET AL. (2004)
angesetzt.
Berechnung des einwohnerspezifischen CSB des Primärschlamms (PS)
)/(030,0)/(30
0,1...5,0%25)/(120
)/(120
,,
,,
,,
,,,,,,
dEkgdEgm
htbeidEgm
dEgm
EGmm
PSECSB
VKPSECSB
AWECSB
PSECSBAWECSBPSECSB
AWECSB
m,,
– einwohnerspezifische CSB-Tagesfracht im Abwasser [g/(E·d)]
PSECSB
m,,
– einwohnerspezifische CSB-Tagesfracht im Primärschlamm [g/(E·d)]
VKECSB
EG ,,
– CSB-Eliminationsgrad in der Vorklärung [%]
VK
t
– Aufenthaltszeit in der Vorklärung [h]
Berechnung des einwohnerspezifisch eliminierten CSB in der Belebung und verbleibenden
CSB im Sekundärschlamm (SS)
)/(90
)/(30)/(120
,
,
,,,,,
dECSBgm
dEgdEgm
mmm
zu
zu
zu
BBCSB
BBCSB
PSECSBAWECSBBBCSB
zu
BBCSB
m,
– einwohnerspezifische CSB-Tagesfracht im Zulauf der Belebung [g/(E·d)], [kg/(E·d)]
Berechnung des einwohnerspezifischen Sekundärschlammanfalls
Nach GUJER (2007) befinden sich 50 % des der Belebung zugeführten CSB im Überschuss-
schlamm
)/(045,0)/(45
%50)/(90
,,
,,
,,,,,
dECSBkgdECSBgm
dEgm
Amm
SSECSB
SSECSB
BBSSCSBBBCSBSSECSB elzu
SSECSB
m,,
– einwohnerspezifische CSB-Tagesfracht im Sekundärschlamm [g/(E·d)], [kg/(E·d)]
el
BBSSCSB
A,,
– CSB-Anteil im Sekundärschlamm (aus dem CSB der zum
Belebungsbecken zugeführt wurde) /GUJER (2007)/ [%]
Berechnung der einwohnerspezifischen CH4-Produktion
[Formel 3]
[Formel 4]
[Formel 5]
nach ATV-DVWK (2000)
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
133
)/(1,13
/350%50)/()045,0030,0(
)(
4,,
4,,
,,,,,,,,
4
4
44
dECHLm
CSBkgCHLdECSBkgm
mAGmmm
KSECH
KSECH
CSBCHVGCSBSSECSBPSECSBKSECH spezel
KSECH
m,,
4
– einwohnerspezifischer CH4-Tagesproduktion aus KS [L/(E·d)]
VGCSB
AG ,
– CSB-Abbaugrad in der Vergärung [%]
CSBCH
m,
4
– spezifische CH4-Produktion aus CSB /FRIEDRICH (2010)/ [L/kg)]
Berechnung der einwohnerspezifischen Biogasproduktion
)/(2,20
%65
)/(1,13
,,
4
,,
,
,,
,,
4
4
dEBGLm
dECHL
m
C
m
m
KSEBG
KSEBG
BGCH
AWECH
KSEBG
KSEBG
m,,
– einwohnerspezifische Tagesbiogasproduktion aus Klärschlamm [L/(E·d)]
BGCH
C,
4
– Anteil des CH4 im Biogas /STIER ET AL. (2004)/ [%]
Praxis (Klärwerk Waßmannsdorf)
Zur Bestimmung der einwohnerspezifischen Biogasproduktion auf dem KW Waßmannsdorf
wurden die in allen Faulbehältern (FB I bis FB IV) gemessenen Biogasproduktionen auf-
summiert. Der (rechnerische) Anteil der Biogasproduktion aus dem Co-Substrat wurde abge-
zogen.
Dabei ergab sich eine mittlere Biogasproduktion aus dem Klärschlamm von
27.684 m³/d (Versuchsphase 1) und
24.897 m³/d (Versuchsphase 2).
Die höhere tägliche Biogasproduktion in Versuchsphase 1 kann verschiedene Gründe ha-
ben:
höhere CSB- und oTR-Frachten im Zulauf zum Klärwerk,
veränderte Verweilzeit in der Vorklärung (höherer Primärschlammanfall und damit
höhere Biogasproduktion),
sonstige verfahrenstechnische Änderungen (z.B. geringere Eindickung des Schlam-
mes).
An das Klärwerk Waßmannsdorf sind 1.200.000 E angeschlossen /LENGEMANN (2013)/.
Berechnung der einwohnerspezifischen Biogasproduktion aus den Versuchsphasen
[Formel 6]
[Formel 7]
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
134
)/(1,23)/(³0231,0
000.200.1
/³684.27
1,,,
1,,,
1,
1,,,
dEBGLdEBGmm
E
dBGm
m
E
m
m
VPAWEBG
VPAWEBG
VPBG
VPAWEBG
ges
)/(7,20)/(³0207,0
000.200.1
/³897.24
1,,,
2,,,
2,,
2,,,
dEBGLdEBGmm
E
dBGm
m
E
m
m
VPAWEBG
VPAWEBG
VPVGBG
VPAWEBG
ges
VPnAWEBG
m,,,
– einwohnerspezifisch Tagesbiogasproduktion in den VP1 und 2 [m³/(E·d)], [L/(E·d)]
VPnBGges
m,
– mittlere Biogasproduktion der Vergärung in den VP1 und 2 [m³/(d]
E
– angeschlossene Einwohner [E]
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls
)/(9,13
%60)/(1,23
41,,,
1,,,
,1,,,1,,, 44
dECHLm
dEBGLm
Cmm
VPBWEBG
VPAWEBG
BGCHVPAWEBGVPAWECH
)/(5,12
%5,60)/(7,20
42,,,
2,,,
,2,,,2,,, 44
dECHLm
dEBGLm
Cmm
VPBWEBG
VPAWEBG
BGCHVPAWEBGVPAWECH
VPnAWECH
m,,,
4
– einwohnerspezifische CH4-Tagesproduktion in den VP 1 und 2 [L/(E·d)]
BGCH
C,
4
– Anteil des CH4 im Biogas (gemittelter Wert aus dem CH4-Gehalt [%]
aller FB des KW Waßmannsdorf in VP1 und VP2)
Die einwohnerspezifischen CH4-Produktionen liegen nach Berechnung für die beiden Ver-
suchsphasen zwischen 12,5 und 13,9 L/CH4/(E·d) und passen – unter Berücksichtigung der
vorhanden Schwankungen und Messunsicherheiten – zu der theoretischen ermittelten CH4-
Menge von 13,1 L/CH4/(E·d).
Berechnung der einwohnerspezifischen CH4- und Biogasproduktion für Fettabschei-
derinhalte (FAI)
In dieser Arbeit wurde auf die Nutzung von Fettabscheiderinhalten als Co-Substrat bei der
Klärschlammvergärung zur Steigerung der Biogasproduktion eingegangen (vgl. Kapitel 1).
Aus diesem Grund beruht die Vergleichsrechnung auf der Mitbehandlung dieser Substrate.
Aufgrund der großen Streubreite der Angaben aus Abschnitt 2.4.3.3 wurde für die Berech-
nung eine spezifische Quelle für Berlin herangezogen. KERN ET AL. (2009) gibt für Berlin eine
[Formel 8]
[Formel 9]
[Formel 10]
[Formel 11]
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
135
Menge von 55.000 Mg/a an Fettabscheiderinhalten und Frittierfett an. Daraus ergibt sich, bei
einer Bevölkerungszahl von 3,443 Millionen in Berlin /STBA (2012)/; ein Anfall von
16 g FAI/(E·d). Die oTR-Konzentration stammt aus den eigenen Messungen (siehe Abschnitt
4.3.1.2), da diese mit Mengen aus Berlin multipliziert werden.
Berechnung der oTR-Menge
)/(06,2)/(00075,0
000.443.3
%7,4/000.55
,,,
,,,
,,,
,,,
dEoTRgaEoTRMgm
E
oTRaMg
m
E
cm
m
BFAIEoTR
BFAIEoTR
BFAIoTRBFAI
BFAIEoTR
BFAIEoTR
m,,,
– einwohnerspezifische oTR-Menge in FAI aus Berlin [Mg/(E·a)], [g/(E·d)]
BFAI
m,
– Jahresmenge FAI in Berlin [Mg/a]
BFAIoTR
c,,
– oTR-Konzentration in FAI aus Berlin [%]
Aus den aktuelleren Zahlen für Berlin erhält man einen Anteil von 2 g oTR/(E·d) aus den
Fettabscheiderinhalten. Dieser Wert wird für die Weiterberechnung angesetzt.
Für die Berechnung wurde der einwohnerspezifische Anfall von Fettabscheiderinhalten über
den oTR bestimmt, da Werte für die CSB-Konzentration nicht verfügbar waren. Die spezifi-
sche Biogasproduktion für Fettabscheiderinhalte wurden mittels der Angaben von
DWA (2009), MUNLV (2001) und den eigenen Ergebnissen aus Abschnitt 5.2.2.2 berechnet.
Berechnung des einwohnerspezifischen Biogasanfalls aus Fettabscheiderinhalten
)/(0,2
)/(002,0/000.1
,,
,,
,,,,,,,
dEBGLm
dEoTRkgoTRkgBGLm
mmm
FAIEBG
zuFAIEBG
BFAIEoTRFAIoTRBGFAIEBG spez
FAIEBG
m,,
– einwohnerspezifische Tagesbiogasproduktion aus FAI [L/(E·d)]
FAIoTRBG spez
m,,
– spezifische Biogasproduktion aus zugeführtem oTR von FAI [L/kg oTRzu]
BFAIEoTR
m,,,
– einwohnerspezifische oTR-Menge in FAI aus Berlin [kg/(E·d)]
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls aus Fettabscheiderinhalten
)/(4,1
%70)/(0,2
,,
,,
,,,,,
4
4
44
dELm
dELm
Cmm
FAIECH
FAIECH
BGCHFAIEBGFAIECH
FAIECH
m,,
4
– einwohnerspezifische CH4-Menge aus FAI [L/(E·d)]
FAIEBG
m,,
– einwohnerspezifische Biogasmenge aus FAI [L/(E·d)]
BGCH
C,
4
– Konzentration von CH4 im Biogas [%]
[Formel 12]
[Formel 13]
[Formel 14]
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
136
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls aus Klärschlamm und Fettabscheiderin-
halten
)/(3,15
)/()4,19,13(
4,,
4,,
,,,,,,
4
4
444
dECHLm
dECHLm
mmm
FAIKSECH
FAIKSECH
FAIECHKSECHFAIKSECH
KSFAIECH
m,,
4
– einwohnerspezifisch CH4-Tagesmenge aus FAI und KS [L/(E·d)]
KSECH
m,,
4
– einwohnerspezifisch CH4-Tagesmenge aus KS [L/(E·d)]
FAIECH
m,,
4
– einwohnerspezifisch CH4-Tagesmenge aus FAI [L/(E·d)]
Für die Berechnungen wurden die spezifische Biogasproduktion aus Versuchsphase 2 nicht
angesetzt, da kein optimaler Abbau stattfand (siehe Abschnitt 5.2.1). Bei einer einwohner-
adäquaten Beschickung der Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf hätte in beiden
Versuchsphasen eine Soll-Beschickung von ca. 367 Mg oTR aus Fettabscheiderinhalten
erfolgen müssen. Beschickt wurden 106 Mg (29 %) in Versuchsphase 1 und 228 Mg (62 %)
in Versuchsphase 2.
Eine einwohneradäquate Beschickung von Fettabscheiderinhalten in die Faulbehältern wird
in der Praxis nicht erfolgen, da dieser idealisierte Zustand der Zuordnung der einwohnerspe-
zifischen Fettabscheiderinhalte, die zum Abwasser gehören, welches in der Kläranlage ge-
reinigt wird, nicht erfolgen kann. Der Ort der Verwertung von Fettabscheiderinhalten wird
durch die wirtschaftlichen Rahmenbedingungen (z.B. Marktpreis) geregelt. Ebenfalls ist nicht
immer eine Kläranlage mit Vergärung bzw. Vergärungskapazität im Entsorgungsgebiet der
Fettabscheider vorhanden, so dass eine einwohnerbezogene Verteilung erfolgen könnte.
Nicht alle Fettabscheiderinhalte gelangen in die Faulbehälter von Kläranlagen.
Berechnung der Energieproduktion:
Berechnung der Gesamtenergie aus der Vergärung von Klärschlamm und Fettabscheiderin-
halten exemplarisch für eine Modellanlage mit 1.000.000 E
)/(15,0
³/10)/(³015,0
,,
44,,
,,,,, 44
dEkWhE
CHmkWhdECHmE
EmE
dEges
dEges
CHgesFAIKSECHdEges
dEges
E,,
– Gesamtenergie aus Klärschlamm und FAI pro Einwohner und Tag [kWh/(E·d)]
4
,CHges
E
– spezifische Energie aus Methan [kWh/m³]
Für die Berechnung wurde davon ausgegangen, dass die Menge an Fettabscheiderinhalten
als Co-Substrat zugegeben wurde, die von den angeschlossenen Einwohner „erzeugt“ wer-
den. In der Praxis ist diese Verteilung nicht erreichbar (s.o.).
[Formel 15]
[Formel 16]
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
137
akWhE
adEdEkWhE
tEEE
aMioEges
aMioEges
addEgesaMioEges
/000.750.54
/365000.000.1)/(15,0
,1,
,1,
/,,,1,
aMioEges
E,1,
– Gesamtenergie aus Klärschlamm und FAI pro Einwohner und Jahr [kWh/(E·a)]
ad
t/
– Zeit (Tage pro Jahr) [d/a]
Berechnung der erforderlichen Feuerungswärmeleistung des Blockheizkraftwerkes (BHKW)
MWkWP
ah
akWh
P
t
E
P
BHKW
BHKW
ah
aMioEges
BHKW
25,6250.6
/760.8
/000.750.54
/
,1,
BHKW
P
– Feuerungswärmeleistung = Gesamtenergieaufnahme des BHKW [kW], [MW]
ah
t/
– Zeit (Stunden pro Jahr) [h/a]
Durch BHKWs wird das Biogas in elektrische und thermische Energie umgewandelt. Bei-
spielhafte Leistungsdaten für ein BHKW von mehr als 2,4 MW wurden nach ASUE (2011)
wie folgt angegeben:
Tabelle 51: Leistungsdaten eines BHKW nach ASUE (2011)
Blockheizkraftwerk
Feuerungswärmeleistung
PBHKW
>2,4
MW
Gesamtwirkungsgrad G
ηgesamt
0,86
-
Elektrischer Wirkungsgrad
ηelektr.
0,43
-
Thermischer Wirkungsgrad
ηtherm
0,43
-
Produktion von elektrischer und thermischer Energie
akWhE
akWhE
EE
aMioEel
aMioEel
elaMioEgesaMioEel
/500.542.23
43,0/000.750.54
,1,
,1,
,1,,1,
akWhE
akWhE
EE
aMioEth
aMioEth
thaMioEgesaMioEth
/500.542.23
43,0/000.750.54
,1,
,1,
,1,,1,
aMioEel
E,1,
– jährliche produzierbare elektrische Energie [kWh]
[Formel 17]
[Formel 19]
[Formel 20]
[Formel 18]
5 Untersuchungen zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf
138
el
– elektrischer Wirkungsgrad des BHKW [-]
aMioEth
E,1,
– jährliche produzierbare thermische Energie [kWh]
th
– thermischer Wirkungsgrad des BHKW [-]
aEelaEth
aEth
aEel
ath
aEth
EaEkWhE
E
akWh
E
E
E
E
E
,,,
,,
,
,
,,
)/(5,23
000.000.1
/500.543.23
aEth
E,,
– jährliche produzierbare thermische Energie pro Einwohner [kWh/(E·a)]
aEel
E,,
– jährliche produzierbare elektrische Energie pro Einwohner [kWh/(E·a)]
Nach MÜLLER ET AL (1999) liegt für Kläranlagen der Größenklasse 5 der Richtwert für den
Elektrizitätsverbrauch bei 26 kWh/(E·a). Demnach ist nach der vorangegangenen Berech-
nung der elektrische Energiebedarf zu 90 % abgedeckt. Daraus ist zu erkennen, dass ein
energieautarker Betrieb nicht möglich ist. Jedoch wird der Idealwert aus MÜLLER ET AL (1999)
mit 90 % Eigenversorgungsgrad-Elektrizität erreicht. Die benötigte Wärmemenge auf Kläran-
lagen ist i.d.R. deutlich niedriger. FRICKE (2009) gibt den Anteil der Schlammbehandlung
sowie der Infrastruktur und sonstige mit 17 % des Gesamtenergiebedarfes an. Dadurch
ergibt sich beim Richtwert von 26 kWh/(E·a) Elektrizitätsverbrauch ein Verbrauch an Wär-
meenergie von 5,3 kWh/(E·a), der jedoch zu gering erscheint, da MÜLLER ET AL. (1999) für
eine Modellanlage inklusive von Transmissionswärmeverlusten der Faulbehälter einen Wert
von knapp 15 kWh/(E·a) errechnen. Für den höheren Wert ist eine Überdeckung von
8,5 kWh/(E·a) vorhanden, die für das Beheizen der Betriebsgebäude auf jeden Fall ausrei-
chen sollte.
Durch eine verstärkte Annahme von Co-Substraten kann die Eigenversorgung mit Energie
für die betrachtete Modellkläranlage erreicht werden. Der hier dargestellte Ansatz der auf die
angeschlossenen Einwohner spezifischen Anlieferung findet in der Praxis nicht statt. Bei
freier Faulraumkapazität werden mehr Co-Substrate angenommen die zu einer Deckung des
Eigenverbrauchs für die Energie führen können. Es ist möglich ein Blockheizkraftwerk mit
einem geringeren thermischen Wirkungsgrad einzusetzen, da die komplette Wärme nicht
verbraucht wird. Zu Lasten des thermischen steigt der elektrischen Wirkungsgrad, wenn-
gleich der Gesamtwirkungsrad geringer wird. Dadurch ließe sich die Unterdeckung bei der
Elektrizität heilen.
[Formel 21]
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
139
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuarti-
gen Sanitärsystem Stahnsdorf
6.1 Untersuchungsprogramm
6.1.1 Halbtechnische Untersuchungen
Die Untersuchung der Biogasproduktion (BGP) aus Braunwasser (BW) mit und ohne Zugabe
von Küchenbioabfällen (KBA) wurden an der Biogasanlage (BGA) des NASS Stahnsdorf
durchgeführt. Im Gegensatz zur Vergärung auf dem Klärwerk Waßmannsdorf standen keine
parallelen Faulbehälter zur Verfügung. Aus diesem Grund konnten die Untersuchungen der
Braunwasservergärung zum einen mit und zum anderen ohne Küchenbioabfälle als Co-
Substrat (Co-S) nur zeitlich nacheinander durchgeführt werden. Die Beschickung der Kü-
chenbioabfälle erfolgte in den Vakuumbehälter, in dem das Braunwasser vor Beschickung
der Biogasanlage gesammelt wurde. Durch den hinsichtlich Quantität und Qualität variablen
Braunwasser-Anfall (siehe Abschnitt 4.3.2.1) konnten unterschiedliche Belastungszustände
abgebildet werden. Das Braunwasser stammte aus Vakuum-No-Mix-Toiletten.
In der ersten Versuchsphase (VP 1) wurde der Betrieb der Anlage mit Braunwasser als Mo-
nosubstrat durchgeführt. In der zweiten Versuchsphase (VP 2) wurden die Küchenbioabfälle
an den Wochentagen hinzugegeben. Über alle Versuchsphasen hinweg wurde das Substrat
über den Vorlagebehälter zur Aufkonzentrierung beschickt. Der Betrieb der Biogasanlage
erfolgte über den Zeitraum vom 01.09.2008 bis zum 30.04.2010. Aufgrund unterschiedlicher
Betriebsprobleme kam es zu Betriebszuständen, die eine Auswertung der gemessenen Da-
ten nicht zuließen. Unter anderem zählten dazu Sauerstoffeinbrüche, eingefrorene Ablauflei-
tungen sowie notwendige Wartungsarbeiten. Insgesamt waren für diese Arbeit zwei ausrei-
chend lange Versuchsphasen (VP 1 und VP 2) auswertbar. Diese sind in Bild 54 dargestellt.
08 09 10 11 12 01 02 03 04 05 06 07 08 09 10 11 12 01 02 03 04 05 06 07 08 09
VP1
ohne Zugabe von
Küchenbioabfall
01.09.2008-29.01.2009
VP2
mit Zugabe von
Küchenbioabfall
01.06.2009-30.09.2009
BW als Monosubstrat
BW als Monosubstrat
BW mit Co-Substrat KBA
Versuchsphase
2008
2009
2010
Bild 54: Darstellung der Versuchsphasen zur Braunwasservergärung des NASS Stahnsdorf
6.1.2 Laboruntersuchungen
6.1.2.1 Aufzählung der Versuche
Um die Versuche an der Biogasanlage (Technikumsanlage) zu begleiten und einzuordnen,
wurden im Labor folgende Untersuchungen und Berechnungen durchgeführt:
spezifischen Biogasproduktion in der Laborbatchanlage (LBA),
Möglichkeit der Aufkonzentrierung von Braunwasser und
Einfluss des Zerkleinerungsgrades der Küchenbioabfälle auf die Biogasproduktion.
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
140
6.1.2.2 Aufkonzentrierung des Braunwassers aus dem Wohngebäude
Die Aufkonzentrierung von Braunwasser mit dem Ziel, die feststoffreiche Phase (Fäzes und
Papier) von der feststoffarmen Phase (Spülwasser) zu trennen, kann mit verschiedenen Ver-
fahren vorgenommen werden.
Im NASS Stahnsdorf ist in der Biogasanlage dem Biogasreaktor ein Vorlagebehälter vorge-
schaltet, in dem mit dem Ziel der Feststoffkonzentration das Braunwasser sedimentiert wird.
Zusätzliches Braunwasser zur Steigerung der Raumbelastung (RB) stand aus den Schwer-
kraft–No-Mix–Toiletten eines Wohngebäudes zu Verfügung, dass sich neben dem Klärwerk
befand. Aufgrund der erheblich höheren Spülwassermenge der Schwerkraft–No-Mix–
Toiletten ist der Feststoffgehalt in diesem Braunwasser im Vergleich zu den Vakuum–No-
Mix–Toiletten wesentlich niedriger. Daher wurde das Verhalten dieses Braunwassers bei der
Eindickung durch Sedimentation untersucht.
Zur Analyse wurden Proben vom Braunwasser, das aus dem Wohngebäude in einem Sam-
melschacht gepumpt wurde, entnommen. Die erste Probe wurde durch Rühren, die zweite
Probe durch Pumpen mit einer Tauchmotorpumpe homogenisiert. Jeweils ein Liter Braun-
wasser wurde in einen Imhofftrichter gefüllt und die Höhe der Sedimentschicht nach vorge-
gebenen Zeitintervallen (0–120 min in 15 min-Schritten) notiert und ausgewertet.
6.1.2.3 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser
Zur Untermauerung der Ergebnisse aus der Biogasanlage wurden Laborbatchversuche
(LBV) durchgeführt. Für diese Versuche wurde in Abhängigkeit der jeweils aktuellen Beschi-
ckung (mit oder ohne Co-Substrat) der Zulauf zum Biogasreaktor genutzt. Für Versuche hin-
sichtlich der Co-Vergärung musste die Biozönose des benötigten Impfschlamms an das Co-
Substrat adaptiert sein, um möglichst unverfälschte Ergebnisse zu erhalten. Durch die Zuga-
bepraxis der Küchenbioabfälle, direkt in die Vakuumanlage, lässt sich in einer Phase mit
Zugabe von Küchenbioabfällen kein Braunwasser ohne Co-Substrat für die Laborbatchver-
suche separieren. Die geeignete Entnahme von Braunwasser erfolgte dadurch im Übergang
zwischen zwei Versuchsphasen. Zu diesem Zeitpunkt war der Schlamm im Biogasreaktor
hinsichtlich des Co-Substrats adaptiert. Aus der Vakuumanlage konnte Braunwasser ohne
Co-Substrat entnommen werden.
Im Laborbetrieb wurden
spezifische Biogasproduktion,
TR-Gehalt und dessen Variation,
Mischungsverhältnis Braunwasser – Co-Substrat sowie
Einfluss der Partikelgröße des Co-Substrates
untersucht.
Für die Laborbatchversuche wurde der benötigte Impfschlamm aus dem zweiten Reaktor
des Biogasreaktors entnommen und zum Ausfaulen bei 36 °C in der Laborbatchanlage gela-
gert. Die Biogasproduktion wurde aufgezeichnet. Innerhalb von ca. 7 d werden die Schläm-
me soweit ausgezehrt, dass die Eigengasproduktion nahezu abgeschlossen ist, jedoch noch
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
141
ausreichend Biozönose für den Laborbatchversuch vorhanden ist. Die Versuchsdurchfüh-
rung beruht im Wesentlichen auf VDI 4630 (2006). Eine Kurzbeschreibung ist im Anhang
enthalten.
Zwei Laborbatchversuche waren auswertbar.
6.1.2.4 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser mit Kü-
chenbioabfällen
Laborbatchversuch 1 (LBV 1)
Der erste Laborbatchversuch diente zur Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von
Braunwasser mit unterschiedlichen oTR-Konzentrationen. Durch den geringen oTR-Gehalt
des anfallenden Braunwassers ist der vergärbare Anteil sehr gering und die Raumbelastung
(RB) für die Vergärung zu niedrig (siehe Abschnitt 4.3.2.1). Aus diesem Grund wurde das
aus dem Vorlagebehälter der Biogasanlage entnommene Braunwasser für die Untersuchung
im Laborbatchversuch durch Sedimentieren im Imhofftrichter aufkonzentriert. Insgesamt
wurden vier verschiedene Konzentrationen getestet. Die Gemische (jeweils 1.000 mL) wur-
den in 2.500 mL Schott-Laborglasflaschen gefüllt. Um den gewünschten TR-Konzentration
für die Probe zu erhalten, wurde das aufkonzentrierte mit dem normalen Braunwasser antei-
lig gemischt. Dabei musste sich auf den Parameter TR beschränkt werden, da die Standzeit
der Probe kurz gehalten werden sollte, um biologische Umsetzungsprozesse vor dem La-
borbatchversuch zu minimieren. Die Bestimmung des oTR erfolgte nach Start des Labor-
batchversuches. Die erhaltenen Konzentrationen für den TR und oTR sind im Anhang ent-
halten.
Die Flaschen wurden nach Befüllung luftdicht verschlossen und in die Laborbatchanlage
(siehe Abschnitt 4.1.3) mit gleich bleibender Temperatur 36 °C (±1 °C) gestellt, so dass über
den Versuchszeitraum mesophile Bedingungen in den Laborflaschen sichergestellt werden
konnten. Die Proben wurden während des Laborbatchversuches dauerhaft durch einen Rütt-
ler bewegt, um eine homogene Durchmischung sicherzustellen.
Die Biogasproduktion wurde einmal täglich abgelesen und notiert. Die Temperatur sowie der
Luftdruck zur Normierung der Daten wurden ebenfalls notiert.
Laborbatchversuch 2 (LBV 2)
Eine möglichst große aktive Oberfläche der zu vergärenden Substrate spielt eine wesentli-
che Rolle beim anaeroben Abbau (siehe Abschnitt 2.2.3.5). Aus diesem Grund wurde im
zweiten Versuch getestet, wie sich die verschiedenen Zerkleinerungsgrade der Küchenbio-
abfälle bei der Co-Vergärung mit dem Braunwasser auf die spezifische Biogasproduktion
auswirken.
Das entnommene Braunwasser wurde wie im Laborbatchversuch 1 durch Sedimentation im
Imhofftrichter aufkonzentriert. Insgesamt wurden drei unterschiedliche Zerkleinerungsgrade
getestet (einfache, zweifache und dreifacher Zerkleinerung (Durchlauf) im Fleischwolf, siehe
Anhang).
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
142
Es wurden Gemische (jeweils 1.000 mL +20 g KBA) in 2.500 mL Schott-Laborglasflaschen
gefüllt. Um den gewünschten TR für die Probe zu erhalten, wurde das aufkonzentrierte mit
dem normalen Braunwasser anteilig gemischt. Die erhaltenen Konzentrationen für den TR
und oTR sind im Anhang dargestellt.
Die Flaschen wurden nach Befüllung luftdicht verschlossen und in die Laborbatchanlage
(siehe Abschnitt 4.1.3) mit gleich bleibender Temperatur 36 °C (±1 °C) gestellt, so dass über
den Versuchszeitraum mesophile Bedingungen in den Laborflaschen sichergestellt werden
konnten. Die Proben wurden während des Versuches dauerhaft durch einen Rüttler bewegt
um eine homogene Durchmischung sicherzustellen.
Die Biogasproduktion wurde einmal täglich abgelesen und notiert. Die Temperatur sowie der
Luftdruck zur Normierung der Daten wurden ebenfalls notiert.
6.2 Darstellung der Messungen und Diskussion der Ergebnisse
6.2.1 Halbtechnische Untersuchungen
Allgemeine Betriebsparameter
In Tabelle 52 sind wesentliche Betriebsparameter des Biogasreaktors aus beiden Versuchs-
phasen zusammengefasst.
Tabelle 52: Betriebsparameter des Biogasreaktors des NASS Stahnsdorf in den Versuchspha-
sen 1 und 2
Versuchsphase
Zulauf
[L/d]
Temp
.
[°C]
pH
[–]
TRzu
[%]
TRab
[%]
oTRzu
[%]
oTRab
[%]
orgSzu
[mg/L]
orgSab
[mg/L]
VP 1
Mittelwert
12,0
36,5
6,8
0,39
1,04
0,87
615
0,29
250
s
6,4
0,5
0,2
0,12
0,30
0,28
248
0,11
106
v
0,53
0,01
0,03
0,31
0,29
0,32
0,40
0,38
0,42
VP 2
Mittelwert
10,6
36,7
6,4
0,89
2,18
1,92
964
0,71
263
s
5,5
0,7
0,2
0,10
0,67
0,61
297
0,09
128
v
0,52
0,02
0,03
0,11
0,31
0,32
0,31
0,13
0,49
Es zeigt sich, dass in Versuchsphase 1 der Zulauf des Substrates zum Biogasreaktor ge-
genüber der Versuchsphase 2 um 11,7 % geringer war, obgleich in Versuchsphase 2 zusätz-
lich zum Braunwasser werktäglich Co-Substrat zugegeben wurden. Die Schwankungen um
den Mittelwert waren hoch. Der Variationskoeffizient lag in beiden Versuchsphasen nahezu
in der gleichen Höhe. Die Reaktortemperaturen befanden sich auf einem nahezu identischen
Niveau, wobei die Schwankungen gering waren. Gering waren ebenfalls die Schwankungen
des pH-Wertes in beiden Versuchsphasen. Die Zugabe der an organischer Säure (orgS)
reicheren Co-Substrate zeigte sich ebenfalls im pH-Wert. Die Konzentration der organischen
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
143
Säuren lag dadurch in Versuchsphase 2 im Vergleich zur ersten Versuchsphase um mehr
als 50 % höher. Im Ablauf war nur noch ein um 5 %höherer Wert in VP2 zu verzeichnen.
Der TR wie auch der oTR lag in der zweiten Versuchsphase um 104 % bzw. 123 % im Ver-
gleich zu ersten Versuchsphase höher. Die Auswirkungen auf den Ablauf zeigten sich deut-
lich. In Versuchsphase 2 lagen der TR und oTR dort 128 und 145 % über den Messwerten
aus Versuchsphase 1. Im Ablauf schwankten der TR und oTR wesentlich geringer in der
zweiten Versuchsphase, was für einen stabileren Betrieb spricht.
Biogasproduktion (BGP)
Um die Effizienz der Vergärung des Braunwassers als Monosubstrat sowie mit dem Co-
Substrat Küchenbioabfall zu bewerten, ist vor allem die erzielte Biogasproduktion von Inte-
resse, die in Tabelle 53 dargestellt ist. Gezeigt werden die Wochenmittelwerte in m³ zur bes-
seren Vergleichbarkeit mit den Messungen der Vergärung von Klärschlamm mit und ohne
Co-Substrat auf dem KW Waßmannsdorf.
Tabelle 53: Biogasproduktion NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Biogasproduktion
Steigerung
[%]
VP 1
(ohne Co-Substrat)
[m³/w]
VP 2
(mit Co-Substrat)
[m³/w]
Mittelwert
0,302
0,703
133
S
0,176
0,147
–
v
0,58
0,21
–
Min
0,132
0,274
–
Max
0,770
0,850
–
Dabei zeigt sich, dass sich in Versuchsphase 1 im Mittel 302 L aus dem Braunwasser in ei-
ner Woche produzieren ließen. Mit den Küchenbioabfällen als Co-Substrat wurde eine signi-
fikante Steigerung um 133 % auf 703 L in Versuchsphase 2 erreicht. Die Biogasproduktion in
Versuchsphase 1 hat deutlich höhere Schwankungsbreiten (v=0,58) als in Versuchsphase 2
(v=0,21). Die Schwankungen werden demnach mit der Zugabe der Co-Substrate geringer.
Das führt ebenfalls zu einer homogeneren Biogasproduktion. Um diese zu vergleichen er-
folgte anhand des bestimmten Anschlussgrades für die Küchenbioabfallzugabe die Normie-
rung der Werte auf die Tagesproduktion eines einzelnen Einwohners. Die Ergebnisse sind in
Tabelle 54 zusammengefasst. Aus dem Braunwasser in Versuchsphase 1 lassen sich als
Mittelwert 7,6 L/(E·d) produzieren. Die Biogasproduktion schwankt zwischen
3,3 L Biogas/(E·d) und 19,3 L Biogas/(E·d). Allerdings wird vermutet, dass der Maximalwert
nur aufgrund einer temporär höheren Nutzungsfrequenz entstand. Die ermittelte Stan-
dardabweichung in Versuchsphase 1 von 4,4 L Biogas/(E·d) unterstreicht den Maximalwert
als einzelnen Ausnahmewert. In Versuchsphase 2 steigert sich die einwohnerspezifische
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
144
Biogasproduktion durch die Co-Substratzugabe um knapp 130 %. Bei einem höheren Mittel-
wert von 17,6 L Biogas/(E·d) sinkt die Standardabweichung und zeigt die bereits erwähnte
Vergleichmäßigung der Biogasproduktion. Es wurden zwischen 6,9 und 21,3 L Biogas/ (E·d)
erreicht. Hier ist der Minimalwert ein Einzelwert, jedoch kein Ausreißer.
Tabelle 54: Spezifische Biogasproduktion NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Biogasproduktion/Einwohner und Tag
Steigerung
[%]
VP 1
- ohne Co-Substrat -
[L/(E·d)]
VP 2
- mit Co-Substrat -
[L/(E·d)]
Mittelwert
7,6
17,6
129
S
4,4
3,7
–
Min
3,3
6,9
–
Max
19,3
21,3
–
Raumbelastung (RB)
Um die Auslastung der Biogasanlage zu erkennen, wird in Tabelle 55 die ermittelte oTR-
Raumbelastung als Mittelwert dargestellt. In Versuchsphase 1 liegt die oTR-Raumbelastung
auf einem sehr niedrigen Niveau. Durch die Zugabe der feststoff- und organikreichen Co-
Substrate wird die Raumbelastung in Versuchsphase 2 mehr als verdoppelt, liegt aber deut-
lich niedriger als bei der Co-Vergärung von Klärschlamm und Fettabscheiderinhalten (siehe
Abschnitt 5.2.1). Berechnet man den Variationskoeffizienten zum Vergleich der Abweichun-
gen um den Mittelwert, zeigen sich für beide Versuchsphasen enorme Streuungen. In Ver-
suchsphase 1 wird ein Wert von 0,56 und in Versuchsphase 2 von 0,53 erreicht.
Tabelle 55: Raumbelastung NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Raumbelastung
Steigerung
[%]
VP 1
(ohne Co-Substrat)
[kg oTR/(m³·d)]
VP 2
(mit Co-Substrat)
[kg oTR/(m³·d)]
Mittelwert
0,34
0,74
118
S
0,19
0,39
–
v
0,56
0,52
–
Min
0,13
0,25
–
Max
1,02
1,55
–
Diese großen Schwankungen resultieren aus den unterschiedlich hohen Zulaufmengen und
aus den dazugehörigen Schwankungen bei der oTR-Zulaufkonzentration (siehe Tabelle 52).
Dies weist darauf hin, dass der Biogasreaktor in beiden Versuchsphasen nicht gleichmäßig
belastet werden konnte und die Zulauffracht großen Schwankungen unterlag. Die Höhe der
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
145
Variationskoeffizienten verdeutlicht dieses Problem. In Versuchsphase 2 konnte durch die
Zugabe der Küchenbioabfälle keine signifikante Vergleichmäßigung der Raumbelastung her-
beigeführt werden.
Hydraulische Verweilzeit (HRT)
Die Werte für die mittlere HRT mit Standardabweichung, Minimal- und Maximalwerten sind in
Tabelle 56 zusammengefasst. Die in diesen Tabellen aufgeführten Werte sind die ermittelten
Ergebnisse auf der Basis der täglichen Zuläufe. Die ausgewerteten Daten wurden anhand
der Ablesungen an zwei Wochentagen für die restlichen Wochentage errechnet. Der daraus
resultierende Einfluss auf die mittlere HRT ist jedoch als gering anzunehmen.
Tabelle 56: Hydraulische Verweilzeit NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Hydraulische Verweilzeit
Steigerung
[%]
VP 1
(ohne Co-Substrat)
[d]
VP 2
(mit Co-Substrat)
[d]
Mittelwert
24,9
28,3
14
S
11,9
18,9
–
v
0,48
0,67
–
Min
7,5
12,0
–
Max
60,0
75,0
–
In Versuchsphase 2 ist die HRT um 3,4 d bzw. 14 % gegenüber der Versuchsphase 1 er-
höht. Mit ca. 1 L/d (siehe Abschnitt 4.3.2.2) hat das Co-Substrat nur einen sehr geringen
Einfluss auf die HRT. Die Erhöhung der HRT wird im Wesentlichen durch den verringerten
Zulauf von Braunwasser hervorgerufen. Vergleicht man die Variationskoeffizienten, zeigen
sich durch die inhomogene Beschickung hervorgerufenen starken Schwankungen der HRT.
Das geringe zur Verfügung stehende Reaktorvolumen reagiert auf diese Schwankungen
besonders deutlich. Damit liegt ein Großteil der Werte für die HRT außerhalb des in der The-
orie angegebenen Bereiches von 20–30 d für die mesophile Faulung (siehe Abschnitt
2.2.3.3). Im Wochenmittel werden diese Schwankungen zum Teil ausgeglichen. Bei kleinen
Biogasanlagen mit geringen Anschlusswerten ist die Abhängigkeit von der Nutzungssituation
besonders deutlich. Vor allem in Phasen mit geringerer Nutzung, wie diese beim NASS
Stahnsdorf beispielsweise in der Urlaubszeit oder an Wochenenden bzw. Feiertagen auftre-
ten, steigt die HRT aufgrund der geringen Beschickungsmenge stark an. Bei stärkeren Nut-
zungen, wie z.B. durch im Betriebsgebäude stattfindender Besprechungen externer Mitarbei-
ter und Gäste und der damit einhergehenden höheren Frequentierung der Toiletten, sinkt die
HRT deutlich. Die starken Schwankungen haben einen Einfluss auf die Mikroorganismen in
der Biogasanlage. Sie können bis zum Ausschwemmen der Biozönose führen. Solche Effek-
te wirkten sich unter Umständen auf den Abbaugrad und somit auf die Biogasproduktion aus.
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
146
oTR-Abbaugrad (oTR-AG)
Die aus den Zulaufmengen und dazugehörigen oTR–Zu- und Ablaufkonzentrationen errech-
neten oTR-Abbaugrade enthält Tabelle 57. Neben den Mittelwerten sind die Standardabwei-
chungen, Variationskoeffizienten und Minimal- und Maximalwerte dargestellt.
Tabelle 57: oTR-Abbaugrad NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
oTR-Abbaugrad
Steigerung
[%]
VP 1
(ohne Co-Substrat)
[%]
VP 2
(mit Co-Substrat)
[%]
Mittelwert
65,5
61,1
–6,7
S
12,4
10,3
–
V
0,19
0,17
–
Min
29,0
40,6
–
Max
84,7
79,4
–
Der oTR-Abbaugrad ist in Versuchsphase 1 etwas höher als in Versuchsphase 2. Die Redu-
zierung beträgt hier knapp 7 % (VP 2). Die Streuung der Abbaugrade ist gering und liegt in
beiden Versuchsphasen auf einem vergleichbar niedrigen Niveau. Die in Versuchsphase 2
höhere HRT konnte nicht zu einem höheren Abbaugrad gegenüber Versuchsphase 1 beitra-
gen. Es ist anzunehmen, dass durch eine geringere HRT der Abbaugrad noch weiter redu-
ziert worden wäre. Wie in Abschnitt 2.2.3.5 beschrieben hat die Zerkleinerung der Co-
Substrate einen wesentlichen Einfluss auf den erreichbaren Abbaugrad. Es muss davon
ausgegangen werden, dass die Zerkleinerung für die Vergärung nicht ausreichte. Weiterhin
sind die bereits beschriebenen Einflüsse der stark schwankenden Zuläufe zu berücksichti-
gen. Diese waren in Versuchsphase 1 ebenso vorhanden. Dort war die Raumbelastung aber
wesentlich geringer. MUNLV (2001) gibt den Abbaugrad von häuslichen Bioabfällen bei der
Co-Vergärung mit 70 % an und liegt über den Werten aus den hier vorgelegten Untersu-
chungen. WENDLAND (2008) erhält in Laborversuchen mit Schwarzwasser bei einer Verweil-
dauer von 20 d mit 56 % einen nahezu 10 % geringeren oTR-Abbaugrad. Bei der Zugabe
von Küchenbioabfällen steigt bei gleicher HRT dort der Abbaugrad auf 65 %. Die Versuche
lassen sich nicht direkt vergleichen, da das verwendete Basissubstrat Schwarzwasser war.
Weiterhin waren die Laborbehälter im Maßstab 1 : 30 (10 L) kleiner als die Biogasanlage im
NASS Stahnsdorf.
Bei den erreichten Abbaugraden in Versuchsphase 1 von durchschnittlich über 65 % wäre
bei der Vergärung von Braunwasser mit Co-Substrat bei den vorherrschenden durchschnittli-
chen HRT von über 28 d eine Steigerung zu erwarten gewesen.
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
147
Methangehalt (CH4-Gehalt)
Eine Zusammenstellung der Mittelwerte, Standardabweichungen, Variationskoeffizienten
sowie der Minimum- und Maximumwerte des CH4-Gehalts der beiden Versuchsphasen liefert
Tabelle 58.
Der CH4-Gehalt sinkt mit der Zugabe des Co-Substrates um mehr als 2 % bzw. relativ um
knapp 4 %. Große Streuungen um den Mittelwert sind in beiden Versuchsphasen nicht zu
erkennen. Der Variationskoeffizient ist jeweils sehr niedrig.
Tabelle 58: Methangehalt NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Methangehalt
Steigerung
[%]
VP 1
(ohne Co-Substrat)
[%]
VP 2
(mit Co-Substrat)
[m³/w]
Mittelwert
65,4
63,2
–3,7
S
0,9
1,1
–
v
0,014
0,017
–
Min
63,8
61,8
–
Max
67,2
65,8
–
Die Schwankung um den Mittelwert liegt in beiden Versuchsphasen auf einem ähnlich nied-
rigen Niveau. Die schwankende Raumbelastung und die HRT zeigen wie erwartet keine gro-
ßen Auswirkungen auf den CH4-Gehalt. Die Reduzierung in Versuchsphase 2 wird der Zu-
gabe des Co-Substrates Küchenbioabfall zugeschrieben. Aufgrund seiner
Zusammensetzung erreichen Bioabfälle aus Haushalten bei der Co-Vergärung in
MUNLV (2001) CH4-Gehalte von 63 %. Auch WENDLAND (2008) zeigt bei der Vergärung von
Schwarzwasser mit Küchenbioabfällen eine deutliche Reduzierung des CH4-Gehaltes von
10 %. Reines Schwarzwasser erreichte hier einen CH4-Gehalt von 75 %, Schwarzwasser mit
Küchenbioabfall 65 %. Die Standardabweichungen lagen in diesen Versuchen ungefähr
doppelt so hoch. Wie bereits im vorhergehenden Abschnitt „oTR-Abbaugrad“ beschrieben,
liefert ein Vergleich mit den Werten aus den Schwarzwasserversuchen von WEND-
LAND (2008) Anhaltspunkte, kann aber aufgrund der Unterschiede der Substrate Schwarz-
wasser und Braunwasser nicht direkt verglichen werden.
organische Säuren (orgS)
In Tabelle 59 sind die aus den Versuchsphasen 1 und 2 berechneten Mittelwerte, Stan-
dardabweichungen, Variationskoeffizienten sowie Minimum- und Maximumwerte der organi-
schen Säuren im Ablauf der Biogasanlage dargestellt. Durch die Co-Vergärung von Küchen-
bioabfällen steigerte sich die Konzentration der organischen Säuren im Zulauf zur
Biogasanlage von 615 mg/L auf 963 mg/L (siehe Tabelle 52). Dabei war die Streuung in Ver-
suchsphase 1 deutlich niedriger als in Versuchsphase 2 (vVP 1=0,25 vVP 2=0,31). Im Ablauf
erhöhte sich der Mittelwert gegenüber dem aus der ersten Versuchsphase um knapp 25 %.
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
148
Tabelle 59: Organische Säuren im Ablauf NASS Stahnsdorf in den Versuchsphasen 1 und 2
Versuchsphase
Konzentration organische Säuren
Steigerung
[%]
VP 1
(ohne Co-Substrat)
[m³/w]
VP 2
(mit Co-Substrat)
[m³/w]
Mittelwert
220
274
24,5
S
55
101
–
v
0,25
0,37
–
Min
153
172
–
Max
356
624
–
Dabei sind die Streuungen denen des Zulaufes gegenläufig. Hier erreicht der Variationskoef-
fizient in Versuchsphase 1 den Wert von 0,25. In Versuchsphase 2 liegt dieser mit 0,37 deut-
lich höher. Durch die Zugabe der Küchenbioabfälle wird die Umsetzung der organischen
Säuren etwas instabiler und reagiert mit größeren Schwankungen im Ablauf. Die Konzentra-
tionen liegen in beiden Versuchsphasen aber auf dem Niveau von als gut stabilisiert be-
schriebenem ausgefaultem Schlamm (CorgS < 300 mg/L /MUNLV (2001)/). Für die Vergärung
des Braunwassers in Versuchsphase 1 kann von einem gutem Abbau sowie einer guten
Stabilisierung ausgegangen werden, da hier bei einer Standardabweichung von 55 mg/L ca.
95 % der Ablaufwerte unterhalb des Grenzwertes bleibt. Vor dem Hintergrund der hohen
durchschnittlichen Verweilzeit sowie der verhältnismäßig geringen Raumbelastung war da-
von ausgegangen worden, dass die Vergärung diese Werte erreicht. In Versuchsphase 2
liegen bei einer Standardabweichung von 101 mg/L und einem Mittelwert von 274 mg/L „nur“
85 % der Ablaufwerte unterhalb des 300 mg/L-Wertes (siehe Bild 55).
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0300 600 900 1.200 1.500
orgS [mg/L]
Häufigkeitsverteilung [%]
VP1-Zulauf
VP1-Ablauf
VP2-Zulauf
VP2-Ablauf
Bild 55: Häufigkeitsverteilung der Zu- und Ablaufwerte für den Parameter organische Säuren in
VP 1 und VP 2
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
149
Grund hierfür kann eine unzureichende Umsetzung der organischen Substanz durch einen
zu geringen Zerkleinerungsgrad sein. Ebenfalls kommen überdurchschnittlich hohe Ablauf-
mengen durch die hohen Schwankungen beim Zulauf als mögliche Ursache in Betracht. Aus
diesem Grund ist eine Vergleichmäßigung des Zulaufes anzustreben.
6.2.2 Laboruntersuchungen
6.2.2.1 Aufkonzentrierung des Braunwasser aus dem Wohngebäude
Im ersten Versuch wurde Braunwasser aus den Schwerkraft–No-Mix–Toiletten des Wohnge-
bäudes untersucht. Eine Probe wurde vor der Sedimentation für 5 min gerührt, die andere
Probe gepumpt. Bei einer Ausgangskonzentration von 0,24 % TR und 0,15 % oTR für die
gepumpte sowie 0,30 % TR und 0,19 % oTR für die gerührte Probe (jeweils
63 % oTR vom TR) ergaben sich folgende Sedimentationsergebnisse:
Für die gerührte Braunwasserprobe stellte sich das kleinste Sedimentationsvolumen nach
90 min mit 37 mL ein, wobei erst nach einer Dauer von 120 min mit 48 mL für die gepumpte
Braunwasserprobe das beste Absetzergebnis erreicht wurde. Der TR-Gehalt des Sedimen-
tes lag bei 1,82 % (oTR: 1,39 %), während im Überstand noch 0,15 % (0,07 %) vorhanden
waren. Das bessere Absetzergebnis zeigte die vorher gerührte Probe. Der TR-Gehalt des
Sedimentes betrug 2,61 % (1,92 %). Nach der gleichen Absetzzeit von 30 min betrug das
Absetzvolumen der gepumpten Probe noch 150 % des Volumens der gerührten Probe.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
15 30 45 60 75 90 105 120
Zeit [min]
Sediment [ml]
Braunwasser (gerührt)
Braunwasser (gepumpt)
Bild 56: Sedimentationsleistung der gerührten und gepumpten Braunwasserproben
Wird das Braunwasser vor der Sedimentation nicht extra durchmischt, stellt sich schneller
ein geringeres Sedimentationsvolumen ein. Nach der vor der Sedimentation durchgeführten
starken Durchmischung durch Pumpen ist eine längere Verweilzeit im Sedimentationsbehäl-
ter nötig, bis das endgültige Volumen erreicht ist. Dabei zeigte sich, dass das Volumen zwar
größer ist, jedoch auch höher konzentriert. Auf dieser Grundlage wurde in einem zusätzlich
installierten Sedimentationsbehälter das zufließende Braunwasser zuerst aufgerührt und
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
150
danach 30 min abgesetzt. Ursprünglich dienten diese Versuche zur höheren Feststoffkon-
zentration im Braunwasser im Zulauf zur Biogasanlage. Da aus dem Betriebsgebäude kein
zusätzliches Braunwasser verfügbar war, musste die ursprüngliche Planung geändert und
eine Aufkonzentrierung des Braunwassers aus dem Wohngebäude durchgeführt werden. Die
Sedimentationsanlage wurde nach den Vorversuchen errichtet, konnte jedoch aufgrund von
Betriebsproblemen im Rahmen der hier vorgelegten Untersuchungen nicht ausreichend er-
probt werden. Bei der Fest-Flüssig–Trennung durch Sedimentation zeigte sich des Weiteren
der Verlust von leicht abbaubaren Stoffen, die der Vergärung mit dem Ziel der Produktion
von Biogas nicht zur Verfügung standen (siehe Abschnitt 4.3.2.1).
6.2.2.2 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser
In Tabelle 60 sind die wichtigsten Messwerte aus Laborbatchversuch 1 dargestellt.
Tabelle 60: Ergebnisse aus Laborbatchversuch 1
Parameter
Probenbezeichnung
0,25% TR
0,6 % TR
1,2 % TR
1,9 % TR
oTR
[%]
0,15
0,5
1,0
1,7
Faulzeit
[d]
13
17
19
25
spez. BGP
[L/kg otRzu]
211
277
318
334
Deutlich zu erkennen sind die unterschiedlichen spezifischen Biogasproduktionen, die sich
mit zunehmendem TR und oTR-Gehalt steigern. Hierfür ließ sich eine gute Abhängigkeit
ermitteln (siehe Bild 57). Die geringste Biogasproduktion wurde im Ansatz mit 0,15 % oTR
erreicht.
R2 = 0,9842
R2 = 0,9918
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
00,2 0,4 0,6 0,8 11,2 1,4 1,6 1,8
oTR-Konzentration [%]
Faulzeit [d]
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
spez. BGP [L/kg oTRzu]
Faulzeit vs. oTR-Konz.
spez. BGP vs. oTR-Konz.
Bild 57: Faulzeit im Laborbatchversuch 1 in Bezug auf die oTR-Konzentration
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
151
Diese Konzentration entspricht im Wesentlichen der Konzentration von kommunalem Ab-
wasser. Jedoch ist die Zusammensetzung unterschiedlich. Der Braunwasseransatz mit
1,7 % oTR wies hingegen die größte Biogasproduktion auf. Ebenfalls wird deutlich, dass mit
abnehmender Menge die benötigte Zeit für den Abbau bis zum Erliegen der Biogasprodukti-
on abnimmt. Diese Beziehung ist nahezu linear (R²=0,98). Allerdings ist die Ermittlung eines
Bestimmtheitsmaßes für kleine Mengen an Messwertpaaren wenig aussagekräftig.
Die spezifische Biogasproduktion erreichte in diesem Versuch nicht die Werte aus der halb-
technischen Biogasanlage (Mittelwert 477 L/kg oTRzu, siehe Abschnitt 6.2.1). In den vier An-
sätzen lag der Abbaugrad bei mittleren 20 %. In der Biogasanlage wurden Abbaugrade von
65 % ermittelt. Damit sind die Ergebnisse der spezifischen Biogasproduktion zahlenmäßig
nicht auswertbar. Gründe hierfür liegen in der Anlagenkonfiguration. Bei der aufgrund des
geringen Gehaltes an oTR in den Ansätzen sehr niedrigen Biogasproduktion kann zum Teil
der entstehende Druck in den Batchgefäßen nicht ausreichen, um den Gaszähler zu über-
winden. Dadurch kann der Abbau gehemmt werden.
Die Ergebnisse dieses Versuches können lediglich die guten Abhängigkeiten zwischen oTR-
Konzentration und Verweilzeit sowie der Biogasproduktion im Allgemeinen dokumentieren.
6.2.2.3 Bestimmung der spezifischen Biogasproduktion von Braunwasser mit Kü-
chenbioabfall
Der oTR-Gehalt der Ansätze aus Laborbatchversuch 2 und die ermittelten dazugehörigen
speziellen Biogasproduktionen sind in Tabelle 61 enthalten.
Tabelle 61: Ergebnisse aus Laborbatchversuch 2
Parameter
Probenbezeichnung
1,9 % TR BW
+KBA(3x)
1,0 % TR BW
+KBA(1x)
1,0 % TR BW
+KBA(2x)
1,0 % TR BW
+KBA(3x)
Mischungsverhältnis
BW/KBA [mL/mL]
300/37,4
300/20
300/20
300/20
oTR
[%]
3,9
2,0
2,0
2,4
spez. BGP
[L/kg otRzu]
615
490
484
548
Legende: X,X % TR BW+KBA(3x) = Konzentration des BW X,X % TR mit Zugabe von KBA
X-facher Zerkleinerung (X-maliger Durchlauf im Fleischwolf)
Deutlich zu erkennen ist der Zusammenhang zwischen spezifischer Biogasproduktion und
dem Zerkleinerungsgrad. Die höchste spezifische Biogasproduktion konnte im Ansatz mit der
höchsten (o)TR-Braunwasserkonzentration und Küchenbioabfallzugabe mit dem größten
Zerkleinerungsgrad ermittelt werden, die geringste spezifische Biogasproduktion bei der
zweifachen Zerkleinerung mit der geringen (o)TR-Braunwasserkonzentration. Zwischen ein-
facher und zweifacher Zerkleinerung des Küchenbioabfalls ist eine Änderung der spezifi-
schen Biogasproduktion bei gleicher (o)TR-Braunwasserkonzentration in Höhe von –1,2 %
vorhanden. Damit ergibt die zweifache Zerkleinerung keine Steigerung. Allerdings hatte die-
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
152
ser Ansatz die Produktion von Biogas beim Beenden des Versuches 2 noch nicht abge-
schlossen. Das weist auf eine Hemmung im Ansatz hin, die jedoch nicht geklärt werden
konnte. Durch die noch bessere Zerkleinerung bei der Variante mit der dreifachen Zerkleine-
rung wird eine spezifische Biogasproduktion von 548 L BG/kg oTRzu (+12 % gegenüber der
einfachen Variante) erreicht. Deutlich erkennbar ist, dass die Biogasproduktion für die dreifa-
che Zerkleinerung anfangs deutlich schneller erfolgt. Bei der einfachen Variante wird die Bi-
ogasproduktion bereits nach 12 d beendet, während die dreifach zerkleinerte Variante bis
kurz vor Ende der Gesamtfaulzeit von 31 d weiter Biogas produzierte. Dies spricht für einen
unzureichenden Aufschluss des Substrates. Zum Vergleich wurde ein Ansatz mit Braunwas-
ser als Monosubstrat mit nahezu identischer oTR-Konzentration im Laborbatchversuch mit
getestet. Die spezifische Biogasproduktion betrug hier 360 L/(kg oTRzu).
0
1.000
2.000
3.000
4.000
5.000
6.000
7.000
8.000
9.000
0 5 10 15 20 25 30
Zeit [h]
Gasertrag [mL]
1,9%TR BW+KBA(3x)
1,0%TR BW+KBA(1x)
1,0%TR BW+KBA(2x)
1,0%TR BW+KBA(3x)
Faulzeit 20 d
Gesamtfaulzeit 31 d
Bild 58: Darstellung der Gassummenlinie aus Laborbatchversuch 2
Hinsichtlich der Küchenbioabfälle liegt die Biogasproduktion aus Laborbatchversuch 2 im
mittleren Bereich der Literaturwerte (siehe Abschnitt 2.4.3). Aufgrund des Gemisches von
Braunwasser, Impfschlamm und Bioabfall können keine spezifischen Abbaugrade der Ein-
zelstoffe angegeben werden.
6.2.3 Weitere Berechnungen
6.2.3.1 Anschlusswert
Um die Biogasanlage mit einwohnerspezifisch mit dem gleichen Anteil an Küchenbioabfällen
wie mit Braunwasser zu beschicken, musste bestimmt werden, wie hoch der Anschlusswert
der Biogasanlage ist.
Für die Zugabe der Küchenbioabfälle wurde als Grundlage ein kürzerer zum Zeitpunkt der
Berechnung zur Verfügung stehender Zeitraum sowie eine detaillierte Berechnungsmethode
gewählt (siehe Anhang).
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
153
Die Berechnung der Einwohnerwerte aus der mittleren Tagesfracht ergeben sich für die ein-
zelnen Parameter anhand der Angaben aus dem Themenband „Neuartige Sanitärsysteme“
(DWA 2008) wie folgt (nur aus den Phasen mit Braunwasser als Monosubstrat):
CSB-Fracht 309 g/d 60 g/(E*d) ca. 5,1 E
oTR-Fracht 181 g/d 35 g/(E*d) ca. 5,2 E
TR- Fracht 229 g/d 38 g/(E*d) ca. 6,0 E
Nges-Fracht 13,3 g/d 1,5 g/(E*d) ca. 8,9 E
Die ermittelten Anschlusswerte schwankten in tolerierbarem Maß zwischen 5 und 6 E. Der
Anschlusswert für den Stickstoff ist mit 9 E deutlich erhöht. Gründe hierfür sind der geringe
Abtrenngrad für Urin in den Vakuum–No-Mix–Toiletten und der hohe Stickstoffanteil im Urin.
Dies beeinflusst ebenfalls die Berechnungen über den TR-Wert, da in DWA (2008) hierfür
immer TS-Werte angegeben waren (siehe Anhang).
6.2.3.2 CSB-Bilanz
Für beide Versuchsphasen wurde anhand der Analysedaten jeweils eine CSB-Bilanz erstellt,
die in Bild 59 und Bild 60 dargestellt sind. Dabei zeigte sich, dass für die Gasmessung grö-
ßere Unplausibilitäten bestehen. Der Kohlenstoff, der zum Aufbau der Biomasse benötigt
wird, wird aufgrund des permanent durchmischten Biogasreaktors im Ablauf mit gemessen.
Schlamm, der sich am Boden des Reaktors sammeln könnte, entsteht nicht, da dieser durch
das Umwälzen in Schwebe gehalten wird und anteilig im Ablauf vorhanden ist.
Bild 59: CSB-Bilanz Versuchsphase 1
In Versuchsphase 1 wurden dem Vorlagebehälter 25,4 kg CSB zugeführt. Davon gelangen
79 % nach Sedimentation in den Biogasreaktor. 21 % werden als feststoffarme Phase abge-
schlagen und finden sich im unbehandelten Überstandswasser wieder. Darin enthalten sind
5,4 kg CSB. Diese 21 % des CSB stehen der Vergärung nicht zur Verfügung. Dem Biogas-
reaktor wurden 25,4 kg CSB zugeführt. Die ermittelte Ablaufmenge beträgt 26 % des Zulau-
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
154
fes. Damit beträgt der CSB-Abbaugrad in dieser Phase 74 %. Insgesamt werden 53 % des
zugeführten CSB zu Biogas umgesetzt. Dieser Anteil ergibt nach Auswertung der Biogas-
mengen und -qualitätsmessung 3.668 L CH4. Errechnet man aus der für die Biogasprodukti-
on zur Verfügung stehenden Biogasmenge den potenziellen Biogasanfall erhält man
4.690 L CH4. Nach Friedrich (2010) ergeben 1 kg CSB 350 L CH4 (siehe Abschnitt 2.3.2.4).
Somit wurden ca. 22 % weniger CH4 gemessen als theoretisch hätten produziert werden
müssen. Die Differenz kann nachfolgend dargestellte Gründe haben:
Fehler bei der CSB-Messung aufgrund nicht ausreichender Homogenisierung,
Fehlmessung bei der Erfassung des Biogasvolumens,
(Die Betreuung der Anlage erfolgte an zwei Arbeitstagen pro Wochen. Dadurch ist die
Möglichkeit eines Gasverlustes über die Braunwasserablaufleitung nicht auszuschlie-
ßen. Diese Probleme traten temporär über den gesamten Untersuchungszeitraum
auf.)
gelöstes Methan im Ablauf, das nach Verlassen der BGA ausgast und nicht als CSB
im Ablauf gemessen wird.
(CH4 verlässt die Biogasanlage zum einen über die Gasfassung und zum anderen ge-
löst im Ablauf. Wie hoch die Löslichkeit in der flüssigen Phase ist, bestimmt zum ei-
nen der Partialdruck des Gases und zum anderen die Temperatur in der BGA. Je
niedriger die Temperatur ist, desto besser ist die Löslichkeit des Gases
/CORNEL&MEDA (2009)/. Nach Berechnung über das Henry-Gesetz ergibt sich ein
Methanschlupf von knapp 5 %.)
In Versuchsphase 2, bei der dem Braunwasser als Co-Substrat Küchenbioabfälle zugegeben
wurden, zeigt sich hinsichtlich der CSB-Fracht eine geringfügig bessere CSB-Abtrennung
gegenüber der ersten Versuchsphase 1 (vgl. entgegengesetzter Trend bei Konzentrationsbe-
trachtungen in Abschnitt 6.2.1).
Bild 60: CSB-Bilanz Versuchsphase VP 2
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
155
Nur 18 % des zugeführten CSB fanden sich im Überstand. Damit standen 82 % der Vergä-
rung zur Verfügung. Aufgrund der erhöhten Raumbelastung und des Einflusses der Partikel-
größe der Küchenbioabfälle auf die Abbaubarkeit sank der Abbaugrad im Biogasreaktor auf
64 %. 36 % des dem Biogasreaktor, bzw. 29 % des der Biogasanlage, zugeführten CSB gin-
gen in den Ablauf. Insgesamt erhöhte sich der Anteil des in CH4 umsetzbaren CSB auf 53 %.
Die Verluste bei der Gasmessung liegen in dieser Phase mit einem Fehlerwert von 21 % auf
einem nahezu identischen Niveau wie in der ersten Versuchsphase.
Die Bilanzierung des CSB für beide Versuchsphasen ist aufgrund der Homogenisierung der
Proben fehlerbehaftet (siehe Anhang). Ebenfalls unterliegen die CSB-Konzentrationen bei
nur 2 Messungen pro Woche großen Schwankungen, so dass eine Bilanzierung schwierig
ist, was sich auch an den Fehleranteilen der Biogasmessung und Berechnung widerspiegelt.
Insgesamt ergibt sich ein guter Überblick für die Anteile der verschieden CSB-Ströme der
Biogasanlage.
6.2.4 Zusammenfassung der Versuche zur Vergärung im neuartigen Sanitär-
system Stahnsdorf
Die Verwertung von Braunwasser aus der Teilstromseparierung zu Biogas und die Co-
Vergärung mit Küchenbioabfällen wurden im neuartigen Sanitärsystem auf dem Klärwerk
Stahnsdorf untersucht. Dabei konnte nachgewiesen werden, dass die Vergärung des
Braunwassers aus No-Mix–Toiletten mit und ohne Zugabe von Co-Substraten als alternativer
(Abwasser-)Behandlungsschritt denkbar ist. Bei den Untersuchungen zeigte sich die deutli-
che Abhängigkeit der Behandlung vom Erfassungssystem (Toilette). In der ersten Versuchs-
phase mit Braunwasser konnte im Mittel lediglich eine oTR-Konzentration im Zulauf zum Bi-
ogasreaktor von 0,9 % erzielt werden. Durch die Zugabe der Küchenbioabfälle als Co-
Substrat war eine Steigerung von 123 % auf 1,9 % möglich. Daraus ergibt sich eine Steige-
rung der Raumbelastung von 0,34 auf 0,74 kg oTR/(m³·d). Im großtechnischen Betrieb bei
der Abwasserreinigung auf Kläranlagen werden hier Werte zwischen 1,5 und
4,5 kg oTR/(m³·d) genannt, die allerdings für die Vergärung von Klärschlamm auf Kläranla-
gen mit Ausbaugrößen von <50.000 und >100.000 E gelten /DWA (2009)/. Vergleichend
hierzu liegt die mittlere Raumbelastung in Versuchsphase 2 bei der Hälfte des angegebenen
Minimums. Es ist davon auszugehen, dass höhere Raumbelastungen im Biogasreaktor ver-
arbeitet werden könnten. Durch die Substratqualität war dies jedoch nicht möglich. Zum Er-
reichen der dargestellten Raumbelastungen war eine Sedimentation vorgeschaltet worden,
durch welche jedoch leicht abbaubare Organik entfernt wurde, die der Vergärung nicht zur
Verfügung stand. Eine direkte Beschickung hätte geringe Verweilzeiten in der Biogasanlage
von weniger als 10 d zur Folge gehabt, was ein Ausschwemmen der Biozönose, vor allem
bei Stoßbelastungen, bedeutet hätte. Durch die Sedimentation fällt mit dem Überstand ein
weiterer Teilstrom an, der behandelt werden muss. Als geeignetes Verfahren wird hier ein
Membranbelebungsverfahren vorgeschlagen.
Durch die Zugabe der Küchenbioabfälle in Versuchsphase 2 ging der pH-Wert aufgrund des
hohen Anteils an organischen Säuren in den Co-Substraten von 6,8 auf 6,4 zurück. Es sollte
davon ausgegangen werden, dass mit einer prozentual höheren Beschickung pH-steuernde
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
156
Maßnahmen ergriffen werden müssen. Bei kleineren Anlagen ist eine Pufferung durch Be-
schickungsschwankungen in der Regel schlechter möglich als bei größeren Volumina. Die
durch die Zugabe der Co-Substrate erwünschte Steigerung der Biogasproduktion ließ sich
eindeutig beobachten. Wurden in Versuchsphase noch 302 L/w produziert, steigerte sich
dieser Wert auf 703 L/w in der zweiten Versuchsphase. Dabei zeigte sich eine Stabilisierung
der Biogasproduktion (Verringerung der Varianz (von 0,6 auf 0,2). Bezogen auf den Einwoh-
nerwert ließen sich exakt 10 L Biogas mehr produzieren [Steigerung von 8 auf 18 L/(E·d)].
Durch die Zugabe der Küchenbioabfälle sank der oTR-Abbaugrad geringfügig um 4 % auf
61 %. Ähnliche Beobachtungen hatte WENDLAND (2008) bereits bei Versuchen mit Schwarz-
wasser und Bioabfällen gemacht. In dieser Arbeit vorgelegte Laboruntersuchungen konnten
nachweisen, dass der Zerkleinerung des Co-Substrates ein großer Einfluss auf die Abbau-
barkeit des Substrates hat. Ebenfalls wurde eine geringfügige Verschlechterung der Biogas-
qualität beobachtet (CH4-Gehalt: –2 %). In den Batchversuchen konnten die spezifischen
Biogasproduktionen aus den Versuchen der Biogasanlage bestätigt werden.
Die Aufkonzentrierung des Braunwassers durch Sedimentation wurde an der Biogasanlage
sowie in Laborversuchen untersucht. Es zeigte sich hierbei, dass die Erfassung des Braun-
wassers mit einem minimierten Anteil an Spülwasser die beste Möglichkeit für eine effiziente
Vergärung ist (Berechnungen siehe Anhang). Die Annahme der Co-Substrate steigerte die
Raumbelastung, konnte jedoch (noch) nicht zufrieden stellende Ergebnisse. Hierfür ist eine
weitere Reduzierung des Spülwassers notwendig. Beispiele zur Spülwasserreduzierung
wurden benannt (siehe Anhang).
6.3 Ermittlung der einwohnerspezifischen Methan- und Biogaspro-
duktion für Braunwasser und Küchenbioabfälle
Um eine Vergleichbarkeit der betrachteten Verfahren:
Klärschlammvergärung mit und ohne Co-Substrat sowie
Braunwasservergärung mit und ohne Co-Substrat
zu schaffen, werden die einwohnerspezifischen Biogasproduktionen und Methanproduktio-
nen in theoretischen (aus der Literatur) sowie praktischen (aus den Versuchen) Betrachtun-
gen ermittelt.
Berechnung der einwohnerspezifischen CH4- und Biogasproduktion für Braunwasser
(BW)
Theorie
Der CSB-Gehalt des Braunwassers wurde aus dem DWA-Themenband „Neuartige Sanitär-
systeme“ /DWA (2008)/ entnommen. Aufgrund fehlender Abbaugrade für die anaerobe Be-
handlung von Braunwasser in der Literatur wurde der beim Betrieb der Biogasanlage im
NASS Stahnsdorf stabil erreichte Abbaugrad von 70 % zur Berechnung angesetzt. Die CH4-
Konzentration im Biogas aus Braunwasser stammt – mangels verfügbarer eindeutiger Litera-
turdaten (vgl. Abschnitt 2.3.2.4) – ebenfalls aus Untersuchungen in Stahnsdorf.
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
157
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls
)/(7,14
/350)/(042,0
/350%70)/(060,0
4,,
4,,
4,,
,,,,,,
4
4
4
4
dECHLm
CSBkgCHLdECSBkgm
CSBkgCHLdECSBkgm
mAGmm
BWECH
BWECH
BWECH
CSBCHBWCSBBWECSBBWECH spez
BWECH
m,,
4
– einwohnerspezifische CH4-Produktion aus Braunwasser [L/(E·d)]
BWECSB
m,,
– einwohnerspezifische CSB-Tagesfracht im Braunwasser [g/(E·d)]
BWCSB
AG ,
– CSB-Abbaugrad bei der Vergärung von Braunwasser [%]
CSBCHspez
m,
– spezifische CH4-Produktion aus CSB /Friedrich (2010)/ [L/kg]
Berechnung der einwohnerspezifischen Biogasproduktion
)/(6,22
%65
)/(7,14
,,
4
,,
,
,,
,,
4
4
dEBGLm
dECHL
m
C
m
m
BWEBG
BWEBG
BGCH
BWECH
BWEBG
BWEBG
m,,
– einwohnerspezifische Biogasproduktion aus Braunwasser [L/(E·d)]
BGCH
C,
4
– Anteil des CH4 im Biogas [%]
In Abschnitt 2.3.2.4 wurde anhand eines CSB-Abbaugrades für organische Stoffe in Höhe
von 80 % aus DOCKHORN (2006) und unter der Annahme eines 65 %igen Methananteils im
Biogas einwohnerspezifischen Biogas- und Methanproduktion von 28 bzw. 16,8 L/(E·d) er-
mittelt. Die vorstehend ermittelten CH4-Werte sind im Vergleich ca. 13 % niedriger, werden
aufgrund der aus den eigenen Versuchen mit Braunwasser ermittelten Daten jedoch als be-
lastbarer angesehen.
Praxis (NASS Stahnsdorf)
Für die Bestimmung der einwohnerspezifischen Methan- und Biogasproduktion wurden die
Daten aus der Bilanz von Versuchsphase 1 (208 g/d, siehe Abschnitt 6.2.1) genutzt. Dabei
wurden die angeschlossenen Einwohner über den CSB-Zulauf zum Vorlagebehälter be-
stimmt.
Berechnung der angeschlossenen Einwohner
EE
dECSBgdCSBgE
mmE
VPStaNASS
VPStaNASS
BWCSBVPCSBVPStaNASS spez
5,3
)/(60:/208
:
1,,
1,,
,1,1,,
[Formel 22]
[Formel 23]
[Formel 24]
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
158
StaNASS
E,
– angeschlossene Einwohner in Versuchsphase 1 [E]
1,VPCSB
m
– mittlere CSB-Tagesmenge in Versuchsphase 1 [g/(E·d)]
BWECSB
m,,
– einwohnerspezifische CSB-Fracht im Braunwasser [g/(E·d)]
Als Biogasproduktion wird der in der Bilanz ermittelte Wert aus Versuchsphase 1 herange-
zogen (vgl. Abschnitt 6.2.1) und auf die Methantagesmenge (39,1 L/d) bezogen. Über die
angeschlossenen Einwohner in Versuchsphase 1 wird die einwohnerspezifische Methanpro-
duktion aus dem Braunwasser bestimmt. Die Biogasproduktion wird über die in Versuchs-
phase 1 erreichte CH4-Konzentration ermittelt.
Gegenüber der Berechnung der angeschlossenen Einwohner (siehe Anhang) für die Be-
stimmung der Menge der zuzugebenden Küchenbioabfälle ergab sich hier aufgrund verän-
derter Zulaufcharakteristik im Braunwasser sowie Änderung der Berechnungsmethode ein
geringerer Anschlussgrad. Dadurch ist die zugegebene Bioabfallmenge überbewertet.
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls
)/(1,11
5,3:1,39
:
41,,,
41,,,
1,,1,1,,,
4
4
44
dECHLm
ECHLm
Emm
VPBWECH
VPBWECH
VPStaNASSVPCHVPBWECH
1,,,
4VPBWECH
m
– einwohnerspezifische CH4-Produktion aus BW in VP 1 [L/(E·d)]
1,
4VPCH
m
– produzierte Tagesmenge CH4 in VP 1 [L/(E·d)]
1,, VPStaNASS
E
– angeschlossene Einwohner in VP 1 [E]
Berechnung der einwohnerspezifischen Biogasproduktion
)/(1,17
%65
)/(1,11
1,,,
4
1,,,
,
,,
1,,,
4
4
dEBGLm
dECHL
m
C
m
m
VPBWEBG
VPBWEBG
BGCH
BWECH
VPBWEBG
1,,, VPAWEBG
m
– einwohnerspezifische Biogasproduktion in VP 1 [L/(E·d)]
1,,,
4VPBWECH
m
– einwohnerspezifische CH4-Produktion aus Braunwasser in VP 1 [L/(E·d)]
BGCH
C,
4
– Anteil des CH4 im Biogas [%]
Hier zeigen sich deutlich die Auswirkung der Sedimentation und die Entfernung der feststoff-
armen Phase im Vorlagebehälter. Durch den Verbleib des CSB aus der feststoffarmen Pha-
se im Überstand ist die einwohnerspezifische CH4-Produktion geringer als in den theoreti-
schen Ermittlungen. Es wird davon ausgegangen, dass der gesamte CSB zum Abbau und
damit für die Biogasproduktion zur Verfügung steht.
[Formel 25]
[Formel 26]
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
159
Berechnung der einwohnerspezifischen CH4- und Biogasproduktion für Braunwasser
mit Zugabe von Küchenbioabfällen (KBA)
Zur Berechnung wurden die einwohnerspezifischen Mengen für Küchenbioabfälle aus PAN-
NING (2002) mit dem oTR-Wert (Mittelwert) aus Tabelle 18 multipliziert. Ebenfalls aus dieser
Tabelle stammt der Wert für die oTR-spezifische Biogasproduktion. Der Methananteil im Bi-
ogas bezieht sich auf MUNLV (2001).
Berechnung des täglichen einwohnerspezifischen Küchenbioabfalls
)/(153,0
/365:)/(000.56
:
,,
,,
/,,,,
dEgm
adaEgm
tmm
dEKBA
dEKBA
adaEKBAdEKBA
dEKBA
m,,
– einwohnerspezifische Tagesmenge an KBA [g/(E·d)]
aEKBA
m,,
– einwohnerspezifischer Jahresmenge an KBA [g/(E·d)]
ad
t/
– Zeit (Tage pro Jahr) [g/(E·d)]
Berechnung des einwohnerspezifischen Biogasanfalls aus Küchenbioabfällen
)/(1,16
/300%35153,0
,,
,,
,,,,,,
4
dEBGLm
oTRkgBGLgm
mCmm
KBAEBG
KBAEBG
oTRBGKBAoTRdEKBAKBAEBG zuspez
KBAEBG
m,,
– einwohnerspezifische Tagesbiogasproduktion aus KBA [L/(E·d)]
KBAoTR
C,
– oTR-Konzentration der KBA [%]
zuspez oTRBG
m,
– spezifische Tagesbiogasproduktion bezogen auf den oTR [L/(E·d)]
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls aus Küchenbioabfällen
)/(1,10
%63)/(1,16
4,,
,,
,,,,,,
4
4
44
dECHLm
dEBGLm
Cmm
KBAECH
KBAECH
KBABGCHKBAEBGKBAECH
KBAECH
m,,
4
– einwohnerspezifische Tages-CH4-Produktion aus KBA [L/(E·d)]
KBABGCH
C,,
4
– Konzentration von CH4 im Biogas aus KBA [%]
Berechnung des einwohnerspezifischen Biogasanfalls aus Braunwasser und Küchenbioab-
fällen
)/(2,33
)/()1,161,17(
,,
,,
,,,,,,
dEBGLm
dEBGLm
mmm
KBABWEBG
KBABWEBG
KBAEBGBWEBGKBABWEBG
[Formel 27]
[Formel 28]
[Formel 29]
[Formel 30]
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
160
KBABWEBG
m,,
– einwohnerspezifische Tagesbiogasproduktion aus BW + KBA [L/(E·d)]
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls aus Braunwasser und Küchenbioabfäl-
len
)/(1,21
)/()1,101,11(
4,,
4,,
,,,,,,
4
4
444
dECHLm
dECHLm
mmm
KBABWECH
KBABWECH
KBAECHBWECHKBABWECH
KBABWECH
m,,
4
– einwohnerspezifische Tages-CH4-Produktion aus BW * KBA [L/(E·d)]
Durch die Zugabe von Küchenbioabfällen lässt sich die einwohnerspezifische Biogasproduk-
tion nahezu verdoppeln (+94 %). Für den Anfall an CH4 beträgt diese Steigerung 90 %. Sie
ist hinsichtlich der spezifisch zu hohen Zugabe zu hoch. Aus diesem Grund werden die für
den Küchenbioabfall ermittelten Gasproduktionen auf 3,5 E/5 E = 70 % angepasst.
Berechnung des angepassten einwohnerspezifischen Biogasanfalls aus Braunwasser und
Küchenbioabfällen
)/(4,28
)/()3,111,17(
)/(%)701,161,17(
,,
,,
,,
,,,,,,
dEBGLm
dEBGLm
dEBGLm
mmm
KBABWEBG
KBABWEBG
KBABWEBG
KBAEBGBWEBGKBABWEBG
KBABWEBG
m,,
– einwohnerspezifische Tagesbiogasproduktion aus BW + KBA [L/(E·d)]
Berechnung des einwohnerspezifischen CH4-Anfalls aus Braunwasser und Küchenbioabfäl-
len
)/(2,18
)/(%)701,101,11(
4,,
4,,
,,,,,,
4
4
444
dECHLm
dECHLm
PAMmmm
KBABWECH
KBABWECH
KBAECHBWECHKBABWECH
KBABWECH
m,,
4
– einwohnerspezifische Tages-CH4-Produktion aus BW + KBA [L/(E·d)]
PAM
– prozentuale Abminderung der Gasproduktion aus den KBA [%]
Durch die Berücksichtigung der prozentualen Abminderung ergibt sich für die Biogasproduk-
tion eine Steigerung von 66 % sowie für die Methanproduktion von 64 % gegenüber den
Produktionen aus Braunwasser als Monosubstrat.
Berechnung der Energieproduktion:
Für die folgenden Rechnungen wurde der Energieverbrauch der Biogasanlage und dazuge-
hörigen Peripherie (Vakuumanlage etc.) nicht betrachtet, da kein belastbares Zahlenmaterial
vorhanden war.
[Formel 31]
[Formel 32]
[Formel 33]
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
161
Durch Mikro-BHKWs kann auch eine verhältnismäßig geringe Gasmenge für die Produktion
von elektrischer und thermischer Energie genutzt werden. In SCHELLHORN (2011) ist ein Mik-
ro-BHKW mit folgenden Leistungsdaten beschrieben.
Tabelle 62: Leistungsdaten eines Mikro-BHKW nach SCHELLHORN (2011)
Mikro-Blockheizkraftwerk
Feuerungswärmeleistung
PMBHKW
3,8
kW
Gesamtwirkungsgrad G
ηgesamt
0,92
-
Elektrischer Wirkungsgrad
ηelektr.
0,263
-
Thermischer Wirkungsgrad
ηtherm
0,677
-
Berechnung der einwohnerspezifischen Gesamtenergie aus Braunwasser und Küchenbioab-
fällen
)/(182,0
³/10)/(³0182,0
,.,
44,.,
,,,., 44
dEkWhE
CHmkWhdECHmE
EmE
dEges
dEges
CHKBABWECHdEges
dEges
E,.,
– Gesamtenergie aus Braunwasser und Küchenbioabfällen pro
Einwohner und Tag [kWh/(E·d)]
4
CH
E
– spezifische Energie aus Methan [kWh/m³]
)/(42,66
)/(365)/(182,0
,.,
,.,
/,,.,
aEkWhE
addEkWhE
tEE
aEges
aEges
addEaEges
aEges
E,.,
– Gesamtenergie aus BW + KBA pro Einwohner und Jahr [kWh/(E·a)]
ad
t/
– Zeit (Tage pro Jahr) [d]
Berechnung der Gesamtenergie anhand der Jahresnutzungsdauer
Mikro-BHKW haben nicht so eine hohe Auslastung wie größere BHKW z.B. für Deponie oder
Biogas auf Kläranlagen. Es wurde eine Auslastung von 65 % angesetzt.
akWhE
ahkWE
AtPE
ages
ages
ahMBHKWages
/2,637.21
%65)/(760.88,3
,
,
,,
ages
E,
– nutzbare Jahresgesamtenergie für das Mikro-BHKW [kWh/a]
MBHKW
P
– Feuerungswärmeleistung des Mikro-BHKW [kWh/(E·d)]
[Formel 35]
[Formel 34]
[Formel 36]
6 Untersuchungen zur Braunwasservergärung im Neuartigen Sanitärsystem
162
ah
t,
– Jahresstunden [h/a]
A
– Auslastung [A]
Berechnung der minimal nötigen Einwohnerzahl zum Anschluss an ein Mikro-BHKW
EE
aEkWh
akWh
E
E
E
E
aEges
ages
326
)/(42,66
/2,637.21
,,
,
E
– minimal anzuschließende Einwohner [E]
An das Mikro-BHKW können 326 Einwohner angeschlossen werden.
Produktion von elektrischer und thermischer Energie
kWhE
kWhE
EE
ael
ael
elektragesael
691.5
263,02,637.21
,
,
.,,
kWhE
kWhE
EE
ath
ath
thermagesath
648.14
677,02,637.21
,
,
.,,
ael
E,
– jährliche produzierbare elektrische Energie [kWh]
.elektr
– elektrischer Wirkungsgrad des Mikro-BHKW [-]
ath
E,
– jährliche produzierbare thermische Energie [kWh]
.therm
– thermischer Wirkungsgrad des Mikro-BHKW [-]
Daraus lassen sich aus der Vergärung von Braunwasser mit Küchenbioabfällen für die
Warmwasserbereitung von ca. 20 Einwohner mit Energie für Warmwasser versorgen. Das
entspricht ca. 6 %. Angesetzt wurden: durchschnittlicher Verbrauch ca. 750 kWh/(E·a) 40 L
Warmwasserverbrauch an 350 Tagen pro Jahr und einer Wassererwärmung um 40 °C
/BADTECHNIK (2014)/.
Bei einem 4-Personen-Haushalt liegt der Stromverbrauch nach ENERGIEAGEN-
TUR NRW (2011) bei 4.480 kWh/a (ca. 1.100 kWh/(E·a)). Damit können ca. 5 Personen mit
der Energie des BHKW das aus Braunwasser und Küchenbioabfällen erzeugt wurde, ver-
sorgt werden. Von den ermittelten 326 Einwohnern sind dies knapp 2 %. Durch die Stoff-
stromtrennung besteht die Möglichkeit beispielsweise die Möglichkeit aus dem Grauwasser
Energie zu recyceln. Ergebnisse mit der Wärmerückgewinnung zeigt NOLDE (2012).
[Formel 37]
[Formel 38]
[Formel 39]
6 Zusammenfassung und Ausblick
163
7 Zusammenfassung und Ausblick
Auf kommunalen Kläranlagen wird die anaerobe Behandlung (Faulung) der entstehenden
Schlämme zum einen zur Stabilisierung und zum anderen zur Biogasproduktion genutzt.
Alternative zum konventionellen Sanitärsystem ist die stoffstromorientierte dezentrale Be-
handlung der Abwasserteilströme. Die anaerobe Behandlung von Braunwasser ist ein mögli-
ches Element dieses Konzeptes. Dabei wird Kohlenstoff aus dem Abwasser entfernt und in
Biogas umgewandelt. Für beide Verfahren können Co-Substrate eingesetzt werden, um den
Vergärungsprozess zu optimieren. Dabei wurde bei den Betrachtungen Wert auf den Zu-
sammenhang zwischen Basissubstrat und Co-Substrat insofern gelegt, als dass es sich um
Stoffe aus der gleichen Quelle wie bei der konventionellen Abwasserreinigung bzw. um Stof-
fe mit gleichem Anfallort wie beim Braunwasser und Küchenbioabfall aus Haushalten han-
delt.
Bislang kaum erforscht waren die Auswirkungen von Fettabscheiderinhalten als Co-Substrat
auf den Vergärungsprozess im Klärwerk bzw. die Ergebnisse der Vergärung von Braunwas-
ser mit Küchenbioabfallen als Co-Substrat. Ziel der vorliegenden Arbeit ist die Beantwortung
dieser Fragen.
Die in dieser Arbeit dargestellten Untersuchungen zeigen zum einen die bestehende Technik
der Biogasproduktion aus Abwasser auf Kläranlagen. Dabei wurde vor allem die Steigerung
der Biogasproduktion, der oTR-Abbaugrad, die Änderung des Methangehaltes und die Aus-
wirkungen der Verweilzeit betrachtet. In Laboruntersuchungen wurde die spezifische Bio-
gasproduktion, die Aufkonzentrierung durch Absetzen, das Schaumverhalten des Schlam-
mes sowie die Änderungen des Verbrauchs an Flockungshilfsmittel untersucht. Abgerundet
wurden diese Untersuchungen mit der Bestimmung des Volumens zur Zwischenspeicherung
der Co-Substrate und Betrachtungen zur Rückbelastungen. Abschließend wurde das Ver-
fahren unter energetischen Gesichtspunkten betrachtet.
Im zweiten Abschnitt dieser Arbeit wurde die Biogasproduktion durch die Vergärung von
Braunwasser untersucht. Von besonderem Interesse waren Aussagen zur Eignung der Ver-
gärung zur Braunwasserbehandlung, zur Biogasproduktion und deren Steigerung durch die
Küchenbioabfälle, zur Höhe des Methangehaltes und des Abbaugrades. In den zugehörigen
Laboruntersuchungen wurde die spezifische Biogasproduktion sowie der Einfluss des Zer-
kleinerungsgrades auf die Biogasproduktion untersucht. Möglichkeiten zur Aufkonzentrierung
der Feststoffe des Braunwassers wurden benannt. Zum Abschluss erfolgte eine grundlegen-
de energetische Betrachtung des Verfahrens.
Verschiedene Beispiele aus der Praxis belegen eine grundsätzlich gute Eignung von Fett-
abscheiderinhalten als Co-Substrat, wenngleich Optimierungspotenziale vorhanden sind. Die
im großtechnischen Versuch angelieferten Fettabscheiderinhalte waren qualitativ im Wesent-
lichen vergleichbar mit den Werten aus der Literatur und zeigten einen niedrigen oTR-Gehalt
(Mittelwert ca. 5 %). Die angelieferten aufkonzentrierte Fettabscheiderinhalte waren deutlich
energiereicher (oTR-Gehalt-Mittelwert ca. 21 %).
6 Zusammenfassung und Ausblick
164
Im Laborversuch und auch bei der großtechnischen Anwendung erreichte das Co-Substrat-
Klärschlamm-Gemisch höhere spezifische Biogasausbeuten als der Klärschlamm. Beim
Vergleich zweier Faulbehälter auf der Klärwerk Waßmannsdorf ließen sich durch die Zugabe
vor allem von Fettabscheiderinhalten die Biogasausbeuten um 59 % in Versuchsphase 1
bzw. um 56 % in Versuchsphase 2 steigern. Versuchsphase 1 war gekennzeichnet durch
eine geringere Zugabemenge an Klärschlamm gegenüber Versuchsphase 2. Dadurch ver-
ringerte sich die mittlere Verweilzeit von 18 auf 12,5 Tage. Obgleich durch die erhöhte An-
nahme von organikreicheren Substraten, den aufkonzentrierten Fettabscheiderinhalten - die
Annahme wurde um 442 Mg (+740 %) in Versuchsphase 2 im Vergleich zu Versuchsphase 1
erhöht - eine höhere Biogasausbeute zu erwarten gewesen wäre, verringerte sich diese. So
wurden in Versuchsphase 1 noch 744 L/kg oTRzu erreicht, während in Versuchsphase 2
durch die um 50 % geringere Verweilzeit nur noch 446 L/kg oTRzu erreicht wurden. Im La-
borversuch schwankten in Abhängigkeit von der Zusammensetzung des Gemisches die spe-
zifischen Gasproduktionen zwischen mittleren 800 bis 1.200 L/kg oTRzu.
Der oTR-Abbaugrad für die Co-Substrate belief sich durch die Verkürzung der mittleren Ver-
weilzeit in Versuchsphase 2 nur auf 41,5 % und lag in Versuchsphase 1 deutlich höher bei
50,1 %. Die Raumbelastung in Versuchsphase 2 im Faulbehälter III mit den Co-Substraten
lag bei 2,0 kg oTR/(m³·d) und war damit mehr als 50 % höher als in Versuchsphase 1 (1,3
kg oTR/(m³·d)). Betrachtet man den Auslegungswert von 4,5 kg oTR/(m³·d) /DWA (2009)/
war ausreichend Kapazität vorhanden. Daher kann ein negativer Einfluss der Raumbelas-
tung auf den Abbaugrad ausgeschlossen werden. Ein Einfluss der Co-Substrate war hin-
sichtlich der Methankonzentration im Biogas zu erkennen. In Versuchsphase 1 lag die Stei-
gerung mit Fettabscheiderinhalten bei 2,3 % und erhöhte sich in Versuchsphase 2 deutlich
auf 5,5 % im Vergleich zum Methangehalt bei der reinen Klärschlammvergärung. Der Ein-
fluss einer erhöhten Zugabe dieser Co-Substrate auf die Verbesserung der Biogasqualität
konnte damit nachgewiesen werden.
Faulzeiten von mehr als 18 Tagen erscheinen bei der Mitbehandlung von Fettabscheiderin-
halten für einen zufrieden stellenden Abbau der organischen Substanz angebracht. Für das
Klärwerk in Waßmannsdorf wird eine Umstellung der Zugabepraxis der Co-Substrate in der
Art vorgeschlagen, dass die derzeitige Einbindung in die Kaskadenfaulung (Zugabe zur zwei-
ten Kaskadenstufe) aufgegeben und eine Co-Vergärung in einem Monobehälter installiert
wird. Dort lässt sich die erforderliche Verweilzeit am einfachsten realisieren. Eine Zugabe in
die erste Reaktorstufe der Kaskadenfaulung ist nicht möglich, da durch die Erhöhung Prob-
leme bei der Umwälzung, besonders in den Wintermonaten beobachtet wurden.
In Laboruntersuchungen und Berechnungen wurde ermittelt, dass für eine mögliche Vorbe-
handlung der Fettabscheiderinhalte durch Erwärmung mit dem Ziel, fettreicheres Co-
Substrat zu erzeugen sich der Temperaturbereich zwischen 40 °C und 60 °C am besten eig-
nete. Dies ist stark von der Zusammensetzung der Fettabscheiderinhalte abhängig.
Bei der Auswertung des Flockungshilfsmittelverbrauchs für die Klärschlammentwässerung
wurden Auswirkungen der Fettabscheiderinhalte mit höherer oTR-Konzentration in Form von
gesteigertem Verbrauch festgestellt, die ihre Ursache vor allem im schlechteren oTR-
6 Zusammenfassung und Ausblick
165
Abbaugrad in Versuchsphase 2 haben. Dabei wurde eine Erhöhung des FHM-Verbrauchs
von fast 15 % nachgewiesen. Die Umstellung auf ein anderes FHM brachte hier eine teilwei-
se Reduzierung des Verbrauches.
Die im Laborversuch ermittelten spezifischen Biogasproduktionen zeigten für die großtechni-
sche Anwendung deutlich Potenziale auf. Bei einem oTR-Mischungsverhältnis Klär-
schlamm : Fettabscheiderinhalt von 5 : 1 wurden fast 1.200 L/kg oTRzu erreicht. Bei einem
Verhältnis von 2 : 1 sank diese auf knapp 1.000 L/kg oTRzu. Literaturvergleiche bestätigten
diese Messungen. Steigerungen der Mischungsverhältnisse sind demnach limitiert. Im groß-
technischen Betrieb wurden mittlere Mischungsverhältnisse (Monatswerte) in Versuchspha-
se 1 zwischen 9 : 1 und 25 : 1 und in Versuchsphase 2 zwischen 6 : 1 und 25 : 1 erreicht. Bei
einem optimierten Betrieb ist somit eine deutliche Erhöhung des Anteils der Fettabscheide-
rinhalte möglich.
Gasspitzen, die durch die stoßweise Beschickung mit Co-Substrat entstehen, können durch
das Vorschalten eines Vorlagebehälters ausgeglichen werden. Dafür wurde in verschiede-
nen Szenarien untersucht, wie groß ein Speicher für eine möglichst gleichmäßige Beschi-
ckung des Faulbehälters ausgelegt sein müsste. Der Bau eines Zwischenspeichers für die
untersuchte Anlieferungsverteilung ergab für die beste Vergleichmäßigung Speichergrößen
von mehr als 700 bis über 1.300 m³. Das vorhandene Speichervolumen lag im Untersu-
chungszeitraum bei 30 + 40 m³. Da die berechneten Speichergrößen weder wirtschaftlich
noch platzmäßig sinnvoll realisierbar sind, sollte durch ein stringentes Anlieferungsmanage-
ment eine möglichst homogene Anlieferung ohne Ausfälle und Anlieferungsspitzen gewähr-
leistet werden. Dies führt zu:
optimaler Biogasproduktion,
höchstmöglichen Abbaugraden,
geringsten finanziellen Aufwendungen für Flockungshilfsmittel
geringer Neigung zum Schäumen und
einem weitgehend störungsfreien Betrieb.
Der hohe Wassergehalt in Fettabscheiderinhalten bewirkt in Abhängigkeit von der Beschi-
ckungsmenge die Reduzierung der Trockensubstanz sowie der Faulzeit durch Verdünnung.
Insofern müssen diese möglicherweise vorbehandelt, d.h. eingedickt werden, um den TR-
und Energiegehalt zu steigern sowie den Wassergehalt zu reduzieren. Im Substrat vorhan-
dene Störstoffe dürfen die Anlagentechnik nicht beschädigen und müssen entfernt werden.
Die Adaption der Biozönose an das neue Substrat sollte langsam und unter intensiver Be-
obachtung erfolgen, um den Faulbehälter nicht zu überlasten.
Die Rückbelastung der Kläranlage durch die hohen CSB- und Nährstoffkonzentrationen im
Co-Substrat müssen bei der Planung und beim Betrieb der Co-Vergärung berücksichtigt
werden. Für die untersuchte Kläranlage gab es bei den angenommenen Mengen keine Prob-
leme.
Bei Betrachtungen des Energiepotenzials aus der Co-Vergärung von Klärschlamm und Fett-
abscheiderinhalten zeigte sich, dass der Verbrauch von Elektrizität und Wärme auf der Klär-
6 Zusammenfassung und Ausblick
166
anlage durch die Umwandlung des Biogases in Energie nahezu abgedeckt werden kann. Für
die Berechnung der einwohnerspezifischen Potenziale bei der Klärschlammvergärung wurde
ermittelt, dass hierbei theoretisch 13,1 L Methan/(E∙d) entstehen. Bei den praktischen Unter-
suchungen auf dem Klärwerk Waßmannsdorf konnte dieser Wert bestätigt werden. Durch die
Zugabe von Fettabscheiderinhalten als abwasserbürtiges Co-Substrat wurde eine Methan-
produktion von 15,3 L/(E∙d) ermittelt. Mit der Co-Vergärung Klärschlamm und Fettabscheide-
rinhalte ließen sich ca. 90 % des elektrischen Energiebedarfs der Abwasserreinigung abde-
cken. Der Wärmeenergiebedarf (Beheizung der Faulung und Heizung der Betriebsgebäude)
ließe sich komplett abdecken. Die vorhandene überschüssige Wärme kann zum Beispiel in
Gewächshäusern genutzt bzw. in ein Fernwärmenetz eingespeist werden. Durch Optimie-
rungsmaßnahmen wäre das Erreichen eines autarken Analgenbetriebes unter Umständen
möglich.
Die Erzeugung von Biogas aus Braunwasser mit und ohne Küchenbioabfall als Co-Substrat
wurde bei Untersuchungen an einer halbtechnischen Biogasanlage sowie im Labor betrach-
tet. Dabei stellte sich heraus, dass eine Fest-Flüssig–Trennung selbst bei der Nutzung von
No-Mix–Vakuumtoiletten zur Braunwassererfassung für die mesophile anaerobe Behandlung
in einer Biogasanlage aufgrund des geringen TR-Gehaltes von durchschnittlich 0,7 % unum-
gänglich war. Dabei wurde nahezu eine Verdopplung der Feststoffe auf knapp 1,4 % er-
reicht. Es zeigte sich jedoch auch, dass bei der Voreindickung durch Sedimentation leicht
abbaubare Abwasserinhaltsstoffe durch den Überstandes verloren gehen. Die Fracht des
filtrierten CSB im Überstandswasser (22,6 g/d) lag auf dem fast gleichen Niveau wie im Re-
aktorzulauf (21,6 g/d), wohingegen die Fracht des homogenisierten CSB mit 47,4 g/d nur
17 % des Zulaufes (281,9 g/d) betrug. Andere Fest-Flüssig–Trennungen wurden nicht unter-
sucht. Diese erscheinen nach vorliegenden Beschreibungen in der Literatur ebenfalls als
wenig geeignet, da für diese Verfahren zusätzlich Energie verbraucht wird. Erfolgverspre-
chender erscheint der Ansatz der Reduzierung der Spülwassermenge der Vakuumtoiletten.
Vakuumsysteme in Flugzeugen und Zügen kommen bereits mit wesentlich weniger Spül-
wasser als die in Gebäuden eingesetzten Vakuumtoiletten aus (siehe Anhang). Derzeit sind
die Kosten dieser Systeme für den Einsatz im Wohnungsbau wesentlich zu hoch (mehrere
tausend €).
Durch die Zugabe von häuslichem Küchenbioabfallen als Co-Substrat konnte die Biogaspro-
duktion zum Teil um 133 % gesteigert werden. Es zeigte sich, dass die Küchenbioabfälle als
Co-Substrat für die Vergärung von Braunwasser dieser Bezeichnung mehr als gerecht wer-
den. Bei der bewohnerspezifischen Zugabe in der Versuchsphase 2 wurden die Konzentrati-
onen der Parameter Trockenrückstand (+110 %) sowie organischer Trockenrückstand
(+121 %) mehr als verdoppelt. Dieser Effekt wurde durch den Rückgang des Zulaufs (–12 %)
etwas verbessert, verringert das bereinigte Ergebnis in der Größenordnung jedoch nur mar-
ginal. Die höhere Konzentration im Zulauf wirkte sich deutlich auf die Ablaufqualität aus. Hier
erhöhten sich der TR um 128 % sowie der oTR um 145 %. Der Abbaugrad sank in den Ver-
suchen an der Technikumsanlage durch die Zugabe der Co-Substrate um knapp 5 % von
66 % auf 61 %. Die in der zweiten Versuchsphase um 14 % erhöhte hydraulische Verweilzeit
von 28 d konnte dieser Entwicklung nicht ausreichend gegensteuern. Die Raumbelastung
6 Zusammenfassung und Ausblick
167
von 0,34 kg oTR/(m³d) in Versuchsphase 1 wurde zwar um 118 % in Versuchsphase 2 ge-
steigert, war mit 0,74 kg oTR/(m³d) weiterhin sehr gering. In den Laborversuchen zeigte sich
die deutliche Abhängigkeit des Abbaugrad und damit der spezifischen Biogasproduktion vom
Zerkleinerungsgrad der Bioabfälle. Eine gute Zerkleinerung bildet die Grundlage für eine
gute Biogasausbeute und hat einen Einfluss auf die Verkürzung der Faulzeit. Der im Projekt
genutzte Fleischwolf ist energetisch nicht optimal. Automatisierte energieoptimierte Zerklei-
nerungssysteme für die Anwendung im Wohnungsbau müssen noch entwickelt werden.
Im Technikumsbetrieb ließen sich sehr gute oTR-Abbaugrade (Mittelwerte: 55–60 % mit Bio-
abfall, 67 % ohne Bioabfallzugabe) erzielen, die in der kommunalen Schlammvergärung mit
rund 50 % deutlich niedriger liegen. Die gemessene spezifische Biogasproduktion lag mit
440–700 L/kg oTRzu in Bezug auf die Vergärung von Kläranlagen auf einem guten Niveau.
Im Vergleich zu den von WENDLAND (2008) durchgeführten Schwarzwasserversuchen mit
Bioabfällen mit einer Faulzeit von 10–20 Tagen und spezifischer Gasproduktion von 172–
255 L CH4/kg CSBzu lagen die Ergebnisse der eigenen Versuche, trotz deutlich höherer
Faulzeiten von durchschnittlich 25 Tagen, mit einer Biogasproduktion von
171 L CH4/kg CSBzu knapp unterhalb dieser Ergebnisse. Unter Umständen zeigt sich hier der
Einfluss der Probleme bei der Biogasmessung und der anderen dargestellten technischen
Probleme mit der Biogasanlage, da diese bei der Erstellung von CSB-Bilanzen als mögliche
Quelle identifiziert wurden.
Die Erfassung von Braunwasser ohne Urin war mit den genutzten Toiletten nicht möglich.
Der Trenngrad lag bei ca. 60 %, das heißt 40 % des Urins verblieben im Braunwasser. Der
Einsatz von No-Mix–Vakuumtoiletten kann bei deren derzeitigem Entwicklungsstand nach
den gemachten Praxiserfahrungen nicht empfohlen werden. Probleme gibt es hier hinsicht-
lich des Trenngrades und des manuellen Reinigungsaufwandes, der sich letztendlich negativ
auf die Akzeptanz auswirkt. Im Handel sind zurzeit keine No-Mix–Vakuumtoiletten zu erwer-
ben. Mit Standard-Vakuumtoiletten wurden in verschiedenen Pilotprojekten sehr gute Erfah-
rungen gesammelt. Bei der Vergärung führte die zusätzliche Anwesenheit des Urins im
Schwarzwasser dabei nicht zu Hemmungen des Faulprozesses. In der technischen Umset-
zung würden Biogasanlagen mit deutlich höheren Anschlussgraden, wie die der Versuchsan-
lage errichtet. Dadurch werden Stoßbelastungen, die die Prozessstabilität negativ beeinflus-
sen, im Zulauf geringer. Der ausgefaulte Schlamm kann nach Hygienisierung, da diese im
mesophilen Betrieb nicht erreicht wird, als Dünger in der Landwirtschaft bzw. zur Terra-
Preta–Herstellung verwendet werden. Die erforderlichen Gesetzesgrundlagen sind noch zu
schaffen. Vor dem Hintergrund der Vergärbarkeit ist eine separate Erfassung von Braun- und
Gelbwasser nicht zwingend erforderlich.
Bei der Berechnung der einwohnerspezifischen Potenziale zeigt sich, dass die Biogas- bzw.
Methanproduktion aus Küchenbioabfällen im Vergleich zum Braunwasser deutlich größer ist.
Die anaerobe Nutzung beider Biomassen erzeugt Energie. Bei der einwohnerspezifischen
Zugabe von Küchenbioabfällen zum Braunwasser ergibt sich ein Methanpotenzial von
18,2 L/(E∙d). Damit können in einem für 300 angeschlossene Personen marktüblichen
BHKW 17,5 kWh/(E∙a) an elektrischer und 44,9 kWh/(E∙a) an thermischer Energie erzeugt
6 Zusammenfassung und Ausblick
168
werden. Dies entspricht ca. 6 % des Jahreswärmebedarfs und ca. 2% des Jahreselektrizi-
tätsbedarfs eines Einwohners.
Die Vergärung des Klärschlamms verfolgt in erster Linie dessen Stabilisierung als abschlie-
ßenden Schritt bei der konventionellen Klärschlammvergärung. Dabei wird Biogase erzeugt.
Die Vergärung von Braunwasser zielt als alternatives Behandlungsverfahren bei der Stoff-
stromtrennung auf die energetische Nutzung durch Biogasproduktion ab. Beide Verfahren
entziehen dem Abwasser bzw. Abwasserreststoffen organischen Kohlenstoff unterscheiden
sich jedoch konzeptionell voneinander. Die Klärschlammvergärung auf Kläranlagen ist die
derzeit die robustere und damit besser etablierte Technik. Die Biogasproduktion aus Braun-
wasser im kleinen Maßstab zeigte bei der Untersuchung Schwächen hinsichtlich des konti-
nuierlichen Betriebes. In der Praxis werden solche Systeme außerhalb von Pilotprojekten
ohnehin nicht in dieser Größe eingesetzt werden können, da eine Gasverwertung für die
geringen Biogasmengen nicht sinnvoll bzw. technisch unmöglich ist.
Die konventionelle Abwasserbehandlung ist im Wesentlichen nicht auf den Kreislaufgedan-
ken ausgelegt, obgleich das gereinigte Abwasser dem Wasserkreislauf wieder zugeführt
wird. Entwicklungsbedingt ist die Hauptzielsetzung die Abwendung schädlicher Auswirkun-
gen durch verschmutztes Abwasser auf Umwelt und Bevölkerung. Hier geht der Ansatz al-
ternativer weiter und betrachtet die Abwasserbehandlung in einem deutlich größeren Zu-
sammenhang.
Schafft man dezentrale Behandlungsformen und nutzt das Potenzial des häuslichen Abwas-
sers nach Teilstromerfassung, ergeben sich wesentliche Vorteile, da große und schwerfällige
Abwasserinfrastrukturen verzichtbar und das Wasser sowie die Nährstoffe dicht an der Quel-
le recycelt werden können. Die Problematik der Etablierung dieser Systeme in eng bebauten
Innenstadtbereichen ist intensiv zu diskutieren und zu lösen. Im gesellschaftlichen Fokus der
nächsten Jahre stehen vor allem die Kosten für Energie, Wasser und Nährstoffe. Dadurch
wird einem Umdenken gerade auch im Bereich der Abwasserbehandlung Vorschub geleistet.
Unabhängig davon wird mit einer vollständigen Änderung in den nächsten Jahrzehnten nicht
gerechnet. Das Nebeneinander beider Systeme ist in diesem Zusammenhang unerlässlich.
Zukünftig werden sich die neuartigen Sanitärsysteme immer stärker in ökonomischen und
ökologischen Verfahrensvergleichen mit den konventionellen Verfahren messen lassen müs-
sen. Dabei wird der Umgang dieser Verfahren mit den Ressourcen Wasser, Energie und
Nährstoff immer stärker in den Mittelpunkt rücken. Gerade für Neubaumaßnahmen sollte
über die Einplanung einer abwasserseitigen Infrastruktur für die Teilstrombehandlung vorbe-
haltsfrei diskutiert werden. Damit erhält man sich alle Freiheitsgrade für zukünftige Umbau-
ten des Abwassersystems, auch wenn zu Beginn der Anschluss an den konventionellen Ab-
wasserkanal erfolgt. Nur durch schrittweise Schaffung dieser Voraussetzungen wird ein
Paradigmenwechsel innerhalb der Siedlungswasserwirtschaft möglich.
7 Literatur
169
8 Literatur
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15.12.2005, ABl. Nr. 64 vom 30.12.2005, S. 4770 ff.), Letzte Änderung vom 21.05.2007
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Fassung der Bekanntmachung vom 18.01.2005 (BGBl. I S. 114), das durch Artikel 12
des Gesetzes vom 31.07.2009 (BGBl. I S. 2585) geändert worden ist" Stand: Neuge-
fasst durch Bek. v. 18.01.2005 I 114 Geändert durch Art. 12 G v. 31.07.2009 I 2585:
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Conference 13.-15.05.2009, Limassol Cyprus, Wessex Institute of Technology, South-
ampton, 2009, ISBN: 978-1-84564-181-8
180
9 Anhang
Anhang 1: Verfahrensfließbild Klärwerk Waßmannsdorf
Bild 61: Verfahrensfließbild Klärwerk Stahnsdorf /BWB (2009)/
181
Anhang 2: Beschreibung ausgewählter Untersuchungsparameter
pH-Wert
Der pH-Wert ist ein Maß für die Aktivität der H+-Ionen. Definiert ist er als
)(log1
HapH
[–] [Formel 40]
Der pH-Wert ist demnach der negative dekadische Logarithmus der gemessenen Aktivität
der Hydroniumionen in der wässrigen Lösung. Abgeleitet ist dieser Begriff von dem lateini-
schen Wort potentia hydrogenii, was soviel bedeutet wie die Kraft des Wasserstoffs. Der pH-
Wert ist ein Maß für eine Säure (pH<7) bzw. Base (pH-Wert>7). Ein pH-Wert von 7 bezeich-
net eine neutrale Lösung. Die Messung erfolgte mit einer Online-Handsonde der Fa. wtw.
Temperatur
Die Temperatur ist ein Ausdruck für die mittlere Geschwindigkeit von Teilchen (Atomen) in
einem System. Ist die Geschwindigkeit niedrig misst man geringe Temperaturen. Eine hohe
Geschwindigkeit verursacht hohe Temperaturen. Der Punkt an dem keine Bewegung der
Teilchen mehr vorliegt wird als absoluter Nullpunkt bezeichnet. Die Temperatur des absolu-
ten Nullpunktes wird angegeben mit 0 K (Kelvin) = –273,15 °C. Durch das Messen der Tem-
peratur können die Zustände des Mediums kontrolliert werden. Es existieren für die mesophi-
le und thermophile Vergärung optimale Temperaturbereiche (siehe Abschnitt 2.2.3.1).
Trockenrückstand (TR)
Der Anteil der Trockenmasse an der Gesamtmasse einer Schlammprobe wird als Trocken-
rückstand (TR) bezeichnet. Erfasst wird die Masse an gelösten und ungelösten, nicht was-
serdampfflüchtigen Stoffen bezüglich der Suspensionsmasse nach Trocknung. Die Trock-
nung der Proben erfolgte in Keramikschälchen im Trockenschrank bei 105 °C bis zur
Gewichtskonstanz. Die Angabe erfolgt in Massenprozent, Masse des getrockneten Rück-
standes bezogen auf die Ausgangsmasse der Probe. Als Dichte wurde ein Wert von 1 g/cm³
angenommen.
%100*
)(
)(
12
13
mm
mm
TR
[%] [Formel 41]
m3 Masse Tiegel inkl. Trockenmasse [g]
m2 Masse Tiegel mit Probe [g]
m1 Masse Tiegel [g]
Vielfach wird bei Schlämmen der Anteil der Trockenmasse als Trockensubstanz angegeben.
Dies setzt allerdings voraus, dass bei der Messung die gelösten Stoffe vor der Messung ent-
fernt wurden. Für Proben mit hohen Feststoffkonzentrationen können die gelösten Stoffe nur
mit „aufwendigen und zeitraubenden Verfahren abgetrennt werden“ /GUJER (2007)/ Die An-
gabe der Trockensubstanz (TS) erfolgt i.d.R. in kg/m³. Der Trockenrückstand wird als Ge-
wichtsanteil in % angegeben. In der Praxis wird der TR oftmals näherungsweise mit der ein-
fachen Beziehung 1 % TR ≈10 kg TS/m³ umgerechnet.
182
Glühverlust (GV) oder organischer Trockenrückstand (oTR)
Der organische Trockenrückstand (oTR) wird auch als Glühverlust (GV) bezeichnet. Der oTR
kennzeichnet den Masseverlust einer getrockneten Schlammprobe bei der Veraschung. Die
Differenz zwischen TR und Aschegehalt (mineralische Rückstand der Probe) ergibt den
Glührückstand/oTR. Die Veraschung erfolgte im Muffelofen über einen Zeitraum von
120 min. bei 550 °C. Der organische Trockenrückstand bezeichnet den Anteil der organi-
schen Substanz des Substrates. Daraus lassen sich Aussagen u.a. zum Stabilisierungsgrad
treffen.
%100*
)(
)(
13
43
mm
mm
GRTRGVoTR
[%] [Formel 42]
m3 Masse Tiegel inkl. Trockenmasse [g]
m4 Masse Tiegel mit Glührückstand [g]
m1 Masse Tiegel [g]
Chemischer Sauerstoffbedarf (CSB)
Der Summenparameter CSB (engl. Chemical Oxygen Demand – COD) ist das Maß für die in
einer Probe enthaltenen, vollständig zu CO2 und H2O oxidierbaren Inhaltsstoffe. Es findet
demnach keine Unterscheidung zwischen organischen und anorganischen Inhaltsstoffen
statt. Als Oxidationsmittel wird i.d.R. Kaliumdichromat (K2Cr2O7) eingesetzt. Die Menge des
verbrauchten Oxidationsmittels wird in Sauerstoffäquivalente umgesetzt. Das Messergebnis
wird i.d.R. in mg/L angegeben. Im Gegensatz zum Biologischen Sauerstoffbedarf BSB5 (Bio-
logical Oxygen Demand – BOD) werden auch alle nicht biologisch abbaubaren organischen
Stoffe erfasst. Die Abbaubarkeit bzw. Verfügbarkeit der Stoffe für die Mikroorganismen lässt
sich mit diesem Parameter nicht hinreichend beschreiben. In der Literatur wird der Parame-
ter CSB oftmals zur Beschreibung des Abbaugrades genutzt. Mit steigendem Feststoffgehalt
verringert sich die Genauigkeit des homogenisierten CSB. Die Homogenisierung erfolgte im
Labor mit einem Ultraturrax-Gerät.
Organische Säuren
Unter dem Messparameter der organischen Säuren werden die niedermolekularen gesättig-
ten Fettsäuren verstanden. Hierzu zählen u.a. Essig-, Propion-, Butter-, Valerian- und Ca-
pronsäure. Organische Säuren werden zum einen über das Substrat zugeführt oder im Faul-
prozess gebildet (Hydrolyse). Die organischen Säuren sind ein Zwischenprodukt der
Vergärung. Die Analyse des Parameters dient zur Kontrolle der Stabilität des Vergärungs-
prozesses. Anhand der Konzentration an organischen Säuren lassen sich negative Entwick-
lungen, wie zum Beispiel Hemmwirkungen durch steigende Fettsäurekonzentrationen erken-
nen. Die Bestimmung des Wertes im Labor erfolgte nach Filtration mit einem Küvettentest).
Das Messergebnis entspricht dem Essigsäureäquivalent der organischen Säuren.
Nährstoffe
Zu den Nährstoffen zählen diverse organische und anorganische Elemente die zur Aufrecht-
erhaltung der letalen Funktionen von Lebewesen aufgenommen und durch den Stoffwech-
selprozess verarbeitet werden. Pflanzen entnehmen diese Nährstoffe über ihre Wurzeln und
183
Blätter aus der Bodenphase (Stickstoff, Kohlenstoff, Kalium, Phosphor) bzw. Luftphase
(Stickstoff, Kohlenstoff) und bauen diese in Ihren Körper ein. Nährstoffe liegen im Allgemei-
nen nicht in ihrer Elementarform vor sondern müssen aus Verbindungen herausgelöst bzw.
umgebaut werden.
Abbaugrad
Der Abbaugrad gibt an wie stark ein Parameter durch biologische und chemische Stoffwech-
selvorgänge am Ende eines Prozesse in Bezug auf den Startzustand abgebaut wurde. Hier-
bei unterscheidet man den theoretischen Abbaugrad, der die Menge aller abbaubaren Stoffe
bezeichnet und beim Abbau dieser theoretisch erreichbar ist. Spricht man dagegen vom
technischen Abbaugrad, bezeichnet dies den mit einem speziellen Verfahren erreichbaren
Abbaugrad. Die Berechnung des Abbaugrades erfolgt nach folgender Formel:
%100*
)(
)(
Zulauf
AblaufZulauf
F
FF
Abbaugrad
[%] [Formel 43]
184
Anhang 3: Analyseparameter und Analyseverfahren
Tabelle 63: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Klärschlamm und Fett-
abscheiderinhalten -großtechnisch
Nr.
Substrat
Parameter
Labor
Methode/Gerät
1.1
Klärschlamm
pH
BWB Lab KW Was
DIN EN 12716 (S05)
1.2
TR
BWB Lab KW Was
DIN EN 12889
1.3
oTR
BWB Lab KW Was
DIN 38414-S03
1.4
org. Säuren
BWB Lab KW Was
DIN 38414-S19
1.5
TOC
Fremdvergabe
DIN EN 13137
2.1
Fettabscheiderinhalte,
Flotatschlämme, Spei-
sereste
pH
Fremdvergabe
DIN 127176 (S05)
2.2.
Dichte
Fremdvergabe
DIN 38404-C09
2.3
TR
Fremdvergabe
DIN ISO 11465
2.4
oTR
Fremdvergabe
DIN 38414-S03
2.5
org. Säuren
Fremdvergabe
HPLC/UV-Det.
2.6
TOC
Fremdvergabe
DIN EN 13137
2.7
CSBfil
Fremdvergabe
DIN 38409-H41
2.8
BSB5fil
Fremdvergabe
DIN EN 1899-1 HS1
2.9
Lip. Stoffe
Fremdvergabe
DIN 38409-56
2.10
Norg
Fremdvergabe
DIN 25663 H11
2.11
NH4-N
Fremdvergabe
DIN 38406 E6-2
2.12
Pges
Fremdvergabe
DIN EN ISO 11885
2.13
Sges
Fremdvergabe
DIN 51727 VS
Tabelle 64: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Klärschlamm und Fett-
abscheiderinhalten -Laborversuche
Nr.
Substrat
Parameter
Labor
Methode/Gerät
3.1
Klärschlamm und
Fettabscheiderinhalte
pH
TU Berlin Lab Siwawi
DIN EN 12716 (S05)
3.2
TR
TU Berlin Lab Siwawi
DIN EN 12889
3.3
oTR
TU Berlin Lab Siwawi
DIN 38414-S03
3.4
org. Säuren
TU Berlin Lab Siwawi
DIN 38414-S19
3.5
CSB
TU Berlin Lab Siwawi
DIN EN 13137
185
Tabelle 65: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Braunwasser und Küchenbio-
abfällen -Technikumsanlage
Nr.
Substrat
Parameter
Labor/Hersteller
Methode/Gerät
4.1
Braunwasser
pH
BWB Lab KW Sta
online
wtw pH 330i
Mikromec Multisens
4.2
TR
BWB Lab KW Sta
DIN EN 12889
4.3
oTR
BWB Lab KW Sta
DIN 38414-S03
4.4
org. Säuren
BWB Lab KW Sta
LCK 365
4.5
CSB
BWB Lab KW Sta
LCK 014, LCK 015
4.6
Nges
BWB Lab KW Sta
LCK 138
4.7
NH4-N
BWB Lab KW Sta
LCK 303/LCK 304
4.8
Pges
BWB Lab KW Sta
LCK 349
4.9
PO4-P
BWB Lab KW Sta
LCK 349
5.1
Küchenbioabfälle
pH
Fremdvergabe
ASU 31.00-2; 1980-05
5.2
Dichte
Fremdvergabe
DIN 38404-C09
5.3
TR
Fremdvergabe
DIN ISO 11465
5.4
oTR
Fremdvergabe
DIN EN 12879
5.5
CSB
Fremdvergabe
DIN 38414 S09
5.6
org. Säuren
Fremdvergabe
HPLC/UV-Det.
5.7
Nges
Fremdvergabe
VDLUFA Bd.III, 4.1.1
5.8
NH4-N
Fremdvergabe
VDLUFA Bd.II, 3.2.2
5.9
Pges
Fremdvergabe
DIN EN 15510, mod.
5.10
Fett
Fremdvergabe
GAFTA method 3:0
5.11
Kohlenhydrate
Fremdvergabe
GAFTA method 10:0
5.12
Eiweiße
Fremdvergabe
GAFTA method 4:0
Tabelle 66: Bezeichnung der Analyseverfahren – Vergärung von Braunwasser und Küchenbio-
abfällen -Laborversuche
Nr.
Substrat
Parameter
Labor
Methode/Gerät
6.1
Brauwasser und
Küchenbioabfälle
pH
TU Berlin Lab Siwawi
Hach-Lange HQ10
6.2
TR
TU Berlin Lab Siwawi
DIN EN 12889
6.3
oTR
TU Berlin Lab Siwawi
DIN 38414-S03
6.4
Org. Säuren
TU Berlin Lab Siwawi
LCK 365
6.5
CSB
TU Berlin Lab Siwawi
LCK 014, LCK 015
186
Anhang 4: Berechnung der Bioabfallzugabe
Die Biogasanlage im NASS des Klärwerks Stahnsdorf wird mesophil mit Braunwasser be-
trieben. Ab Anfang 2009 wurden zusätzlich Bioabfälle zugegeben werden. Da die Braunwas-
sermengen hier aus einem Betriebsgebäude stammen, jedoch das Verhältnis aus einem
Wohngebäude simuliert werden soll, müssen die CSB-Werte in Bezug auf die errechneten
angeschlossenen Einwohner umgerechnet werden. Um ein möglichst praxisnahes Verhältnis
von Braunwasser und Bioabfällen, wie es in Wohnungen von Mehrfamilienhäusern in Innen-
stadtbereichen vorhanden ist, einzuhalten, wurden diese Mengen wie folgt berechnet:
Hierzu wurden Analysen aus dem Zeitraum vom 04.09. bis 27.11.2009 und die Werte aus
dem Sammelband „Neuartige Sanitärsysteme“ /DWA (2008)/ herangezogen:
Berechnung der mittlere spezifischen CSB-Fracht bezogen auf einen Einwohner:
Median CSB-Fracht pro Einwohner: 107 g CSB/(E·d)
davon im Braunwasser (Median) 60 g CSB/(E·d) (51 %)
Es wurde davon ausgegangen, dass das Braunwasser zu 70 % vor Ort anfällt, die fehlenden
30 % verbleiben „auswärts“ (auf Arbeit oder unterwegs). Dies entspricht 70 % von 107 CSB
g/(E·d) = 75 g CSB/(E·d) im Gesamtabwasser im Wohngebäude. 51 % Braunwasser von
diesen 75 g CSB/(E·d) entsprechen 38 g CSB/(E·d). Der mittlere Zufluss zum Vorlagebehäl-
ter betrug in dem zugrunde liegenden Zeitraum 32 L/d. Davon flossen 14 L/d dem Biogasre-
aktor und die restlichen 18 L/d dem Überlaufsammeltank zu. Der dazugehörige mittlere CSB
aus dem Untersuchungszeitraum betrug 12.966 mg/L im Zulauf des Biogasreaktors und
2.147 mg CSB/L (Überlauf).
Daraus ergibt sich eine mittlere CSB-Fracht:
Mittelwert CSB-Fracht = Fracht Biogasreaktor pro Tag+Fracht Überlauf pro Tag
= 14 L/d · 12.966 mg CSB/L+18 L/d · 2.147 mg CSB/L
= 220 g CSB/d
Durch Division erhält man die angeschlossenen Einwohner:
Einwohnerwerte = Mittelwert CSB-Fracht / BW pro E im Wohngebäude/d
= 220 g/d / 38 g CSB/(E·d)
= 5,7 E ≈ 6 E
Im Betriebsgebäude gefundene Trenngrade der No-Mix–Toiletten stellten sich im zugrunde
liegenden Zeitraum wie folgt dar: 60 % abgetrennt, d.h. 40 % des Gelbwassers sind im
Braunwasser enthalten. Daraus ergibt sich ein Zuschlag für den CSB im Braunwasser, so
dass für die Bioabfallzugabe 5 E angesetzt wurden.
In einer Hausmüllanalyse in Magdeburg und Umgebung wurde für den Stadtbereich 236
kg/(E·d) spezifisches Abfallaufkommen festgestellt. Davon waren ca. 31 % Bioabfälle. Das
bedeutet eine spezifische Bioabfallmenge von 200 g/(E·d).
187
Dies bedeutete für die Biogasanlage Stahnsdorf eine Zugabe von 5 E · 200 g/(E*d)
= 1.000 g/d = 7.000 g/Woche
188
Anhang 5: Zerkleinerung der Küchenbioabfälle
Für die Zerkleinerung der Küchenbioabfälle wurde ein, vor allem in Fleischereien zum Ein-
satz kommender, Standwolf (Typ EM 98, Fa. EDERTAL Elektromotoren, Wabern, siehe Bild
62) verwendet, da ein im Vorlagebehälter für diesen Zweck integrierter Küchenabfallzerklei-
nerer für diesen Zweck nicht eingesetzt werden konnte, da hier große Mengen an Wasser
bei der Zerkleinerung zusätzlich zugeführt werden müssen. Diese führen zu einer Verdün-
nung des ohnehin schon relativ feststoffarmen Braunwassers (siehe Abschnitt 4.3.2.1).
Ein Einwurftrichter, der durch eine Lochscheibe gegen das manuelle Eingreifen gesichert ist,
dient zur Aufnahme der Küchenbioabfälle. Über eine Förderschnecke wird das zu zerklei-
nernde Material durch einen Schneidsatz mit kombiniertem Vorschneider, rotierendem Dop-
pelmesser sowie einer Lochscheibe gepresst. Die Leistung des Standwolfs beträgt 3.000 W
bei einer Umdrehung von 160 min-1. Für den Einsatz im NASS Stahnsdorf war der Standwolf
hervorragend geeignet. Allerdings ist ein Einsatz in der Praxis in Wohnsiedlungen nicht zu
empfehlen, da die Zerkleinerung einen hohen Transport- und manuellen Aufwand erfordert.
In der Praxis werden durch die Nutzung von Küchenabfallzerkleinerern wesentlich geringere
Energieverbräuche erzielt. KEGEBEIN (2006) gibt bei der Aufteilung in 250 Gaben von jeweils
100 g Küchenbioabfall einen Energieverbrauch von 1,25 kWh/(E·a) an.
Bild 62: Standwolf im NASS Stahnsdorf, Küchenbioabfall und zerkleinerter Küchenbioabfall
189
Anhang 6: Untersuchung zu den Homogenisierungsmethoden für die CSB- und Ge-
samtphosphorbestimmung Analytik zur Bestimmung der CSB-Analytik
Versuche Überprüfung der CSB-Analytik
Zur Homogenisierung des Braunwassers aus den einzelnen Probenahmestellen wurden die
Proben vor der analytischen Bestimmung der Parameter CSB und Pges durch schütteln ho-
mogenisiert.
Zur Überprüfung der Wirksamkeit der Homogenisierung wurde das „Schütteln“ mehrfach
einem Vergleich mit den Homogenisierungsmethoden:
Homogenisierung mit dem Ultra Turrax klein
Homogenisierung mit dem Ultra Turrax groß
unterzogen.
0
5.000
10.000
15.000
20.000
25.000
30.000
35.000
40.000
Ablauf Überstand Zulauf Reaktor 1 Reaktor 2
2.6 2.7 2.10 2.11 2.12.3
Messstellen
CSB [mg/l]
CSBhom,gesch
CSBhom,Turrax klein
CSBhom,Turrax groß
Vertrauensbereich Hach-Lange Küvettentest: +/- 10%
Bild 63: Vergleich der Homogenisierungsmethoden CSB
Für den CSB ergibt sich für alle Probenahmestellen eine mittlere Abweichung 25 % (Min.:
0 %, Max.: 87 %). Besonders im Zulauf wird sich die Abweichung besonders deutlich. Für die
anderen Probenahmestellen sind die Abweichungen für die Probeart im Rahmen und im Ver-
trauensbereich der Küvettentests tolerierbar. Da im Labor der Berliner Wasserbetriebe in
Stahnsdorf kein Ultra-Turrax verfügbar ist, muss auf diese Art der Homogenisierung verzich-
tet werden. Im Vergleich zur Verwendung des kleinen Ultra-Turrax zum „Schütteln“ ergibt
sich eine mittlere Abweichung von -5 % (-20, 13). Auch hier zeigt sich, dass mit der zuneh-
menden Entfernung vom Zulauf die Abweichungen niedriger werden. Gerade die Probenah-
mestelle Zulauf ist durch den hohen Grobstoffanteil problematisch. Große Teilchen (Toilet-
tenpapierreste, Körner und andere Bioabfallteilchen) werden beim Pipettieren nicht in die
Pipette eingesaugt und somit zur Analyse nicht in die Küvette verbracht. Durch den höchsten
190
Energieeintrag der drei untersuchten Methoden (Ultra-Turrax groß) werden diese Teilchen
zerschlagen und können somit mitanalysiert werden, was wiederum die höheren Messwerte
erklärt. Im Ablauf sind diese Stoffe soweit abgebaut und „verflüssigt“, dass der Unterschied
zwischen den Homogenisierungsmethoden nur noch marginal ist. Des Weiteren wird der
Ablauf und Überlaufbehälter vor der Probenahme durch Pumpen umgewälzt, so dass hier
ebenfalls ein Homogenisierungseffekt auftritt. Somit bewegen sich beide Probenahmestellen
in Bezug auf die Unterschiede der Homogenisierungsmethoden mit 0 % (Ablauf) und 3 %
(Überstand) auf dem ähnlichen niedrigen Niveau. Aufgrund der Ausstattung in Stahnsdorf ist
nur das Schütteln zur Homogenisierung geeignet und wird als Homogenisierungsmethode
weiter eingesetzt. Ein Wechsel der Homogenisierungsmethoden nach den bislang schon
erhobenen Messreihen wäre ohnehin nicht zweckmäßig. Der Parameter CSB ist für die
Auswertungen zum Beispiel gegenüber den Parametern TR oder oTR von geringerem Inte-
resse für die Auswertung. Die belastbareren Informationen liefert der filtrierte CSB.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Ablauf Überstand Zulauf Reaktor 1 Reaktor 2
2.6 2.7 2.10 2.11 2.12.3
Messstelle
Pges [mg/l]
Pges,gesch
Pges,Turrax klein
Vertrauensbereich Hach-Lange Küvettentest: +/- 10%
Bild 64: Vergleich der Homogenisierungsmethoden Phosphor
Für den Parameter Gesamtphosphor ergab der Vergleich von „Schütteln“ und kleinem Ultra-
Turrax nur geringe Abweichungen von mittleren 2 % (–5, 5). Dies lässt auf einen überwie-
gend gelösten Anteil des Gesamtphosphors schließen. Da hier eher die Vertrauensbereiche
der Küvettentests für die „Messfehler“ sorgen wird auch hier die Homogenisierungsmethode
beibehalten. Die Abweichungen von maximal 5 % liegen innerhalb des Vertrauensbereiches
von 10 % Abweichung.
191
Anhang 7: Durchführung von Gärversuchen nach VDI-RL 4630 „Vergärung organischer Stof-
fe – Substratcharakterisierung, Probenahme, Stoffdatenerhebung, Gärversuche
Die folgenden Ausführungen sind größtenteils sinngemäß VDI-RL 4630 entnommen /VDI
4630 (2006)/
Bei der Vergärung von Schlämmen und anderen Substraten ist eine möglichst hohe spezifi-
sche Biogasproduktion erwünscht, die einen möglichst hohen Abbaugrad der organischen
Substanz mit sich bringt. Für die Charakterisierung hinsichtlich der Biogasproduktion ver-
schiedener potenziell geeigneter Substrate kommen Batchtest zur Anwendung. Dadurch,
dass eine Vielzahl von unterschiedlichen Versuchen zur Bestimmung der Biogasproduktion
in der Vergangenheit entwickelt wurde, gab der VDI mit der Richtlinie 4630 ein Hilfsmittel zur
Vereinheitlichung dieser Untersuchungen heraus. Dadurch wurde u.a. die Charakterisierung,
Auswertung, Vergleichbarkeit und Interpretierbarkeit der Ergebnisse aus Gärtests gefördert.
Diese Richtlinie gilt für die Vergärung aller organischen Stoffe.
Vor der Vergärung von Substraten im Großbetrieb sollte eine Prüfung dieser im La-
bor(batch)versuch erfolgen. Dies hat gegenüber der großtechnischen Anwendung u.a. fol-
gende Vorteile:
Negative Auswirkungen auf den anaeroben Prozess haben keine negativen ökono-
mischen und anlagentechnischen Auswirkungen (auf den Großbetrieb)
eindeutig definierte Randbedingungen
kostengünstig
geringer Aufwand
Die VDI 4630 gibt Hinweise bezüglich der Planung und Durchführung der Probenahme sowie
Konservierung und Aufbereitung der Proben zweckdienliche Hinweise. Im Batchversuch
kann der mögliche Biogasertrag grundsätzlich bewertet werden. Weiterhin sind Aussagen
zur biologischen Abbaubarkeit eines Stoffes möglich. Die Geschwindigkeit des Abbaus im
anaeroben Milieu kann qualitativ beurteilt werden. Des Weiteren können qualitative Aussa-
gen zur Hemmwirkung des untersuchten Stoffes gemacht werden. Aussagen zur Prozess-
stabilität für kontinuierlich beschickte Reaktoren, zur Biogasausbeute unter Praxisbedingun-
gen, zur Monovergärbarkeit sowie über die Grenzen der organischen Raumbelastung sind
hingegen nicht möglich. /VDI 4630 (2006)/
Für den Aufbau der Versuchsanlage für den Gärtest werden verschiedene Möglichkeiten der
Temperierung und der Messung der Biogasproduktion dargestellt, die sich an unterschiedli-
chen finanziellen Gegebenheiten orientieren.
Für den Impfschlamm wird eine organische Trockensubstanz von mehr als 50 % als notwen-
dig beschrieben. Dieser sollte aus einer kommunalen Kläranlage stammen, da hier eine viel-
fältige Biozönose erwartet werden kann. Zur Absenkung der Eigengasproduktion soll der
Faulschlamm durch Lagerung von einer Woche bei entsprechender Temperatur „ausgehun-
gert“ werden. Zur Vereinheitlichung des Gärverlaufs wird im Gäransatz 1,5 bis 2 Gewichts-
prozent organische Masse aus dem Impfschlamm als zielführend angegeben.
192
Der Ermittlung der zu untersuchenden Substratmenge liegen dabei Rahmenbedingungen
zugrunde:
1. oTSSubstrat/oTSImpfschlamm ≤ 0,5 zur Verhinderung der Hemmung durch das Substrat,
2. Gasertrag des Substrates ≥ 80 % der Gesamtgasmenge,
3. TS ≤ 10 %.
Durch den Einsatz einer Referenzprobe wird die ausreichend gute biologische Aktivität des
Impfschlammes sichergestellt. Dabei wird beispielsweise mikrokristalline Zellulose in einem
Batchansatz zugegeben, deren spezifische Biogasproduktion bekannt ist. Von der ermittelten
Biogasproduktion bei 100 %-igem Umsatz sollten mindestens 80 % wieder gefunden wer-
den.
Nach dem Ansetzen der Batchversuche werden die Gefäße gasdicht verschlossen und in
den Wärmeschrank gestellt. Die Gefäße sollten ein Mal pro Tag durch Schütteln etc. ge-
mischt und die Gasproduktion kontrolliert werden. Wenn ≤ 1 % der bis zum Ablesezeitpunkt
angefallenen Biogasmenge erreicht wird, kann der Versuch abgebrochen werden, da die
Biogasproduktion nahezu zum Erliegen gekommen ist. Nach Erfahrungen aus der VDI 4630
ist die Gasproduktion im Wesentlichen nach 20 d abgeschlossen.
Nach Beendigung des Versuches werden die notwendigen Parameter gemessen. Für die
Auswertung werden hilfreiche Formeln und Berechnungsmethoden angegeben.
Die Laborbatchanlage des Fachgebiets für Siedlungswasserwirtschaft an der TU Berlin wur-
de nach den Hinweisen aus dieser Richtlinie aufgebaut. Insbesondere wurde Wert auf die
Gasdichtheit sowie die Messung der Biogasproduktion gelegt. Die Anlage wurde für den me-
sophilen und thermophilen Temperaturbereich ausgelegt. Die Hinweise aus der VDI 4630
wurden - soweit möglich und umsetzbar – berücksichtigt.
193
Anhang 8: Zusammensetzung Laborbatchversuch 1 Vergärung Klärschlamm und Fett-
abscheiderinhalte
Tabelle 67: Zusammensetzung der Proben im Laborbatchversuch 1 Klärschlamm und Fett-
abscheiderinhalte
Nr.
Flasche
Bezeichnung
ISFB3
ISFB4
FSFB3
FSFB4
F
C
Starter
Enzym
[mL]
[mL]
[mL]
[mL]
[g]
[g]
1
1
FB3+F1 (1)
700
300
10,7
2
2
FB4+F1 (2)
700
300
10,7
3
3
FB3+F2 (3)
700
300
26,7
4
4
FB4+F2 (4)
700
300
26,7
5
5
FB3+F1 (5)
700
300
10,7
x
x
6
11
FB3+Cell(11)
600
15
7
7
FB3+F2 (7)
700
300
26,7
x
x
8
12
FB4+Cell(12)
600
15
9
9
FB3 (9)
700
10
10
FB4 (10)
650
194
Anhang 9: Zusammensetzung Laborbatchversuch 1 – Braunwasservergärung
Tabelle 68: Zusammensetzung der Proben in Laborbatchversuch Nr. 1
Nr.
Behälter
Bezeichnung
IS
BW
BW dünn
BW dick
C
Mischungsverhältnis
[mL]
%
[g]
1
6
0.25 % BW
300
700
100
0
-
2
1
0.6 % BW
600
400
60
40
-
3
2
1.2 % BW
750
250
0
100
-
4
3
1.9 % BW
800
200
0
100
-
5
4
Impf+Cell
700
10
Anhang 10: Zusammensetzung Laborbatchversuch 2 NASS Stahnsdorf
Tabelle 69: Zusammensetzung der Proben in Laborbatchversuch Nr. 2
Nr.
Behälter
Bezeichnung
IS
BW
BW dünn
BW dick
C
KBA
Mischungsverhältnis
[ml]
%
[g]
[g]
1
1
BW+KBA 1x
oTR 1,3 %
700
300
176,5
123,5
-
20
2
2
BW+KBA 2x
oTR 1,3 %
700
300
176,5
123,5
-
20
3
3
BW+KBA 3x
oTR 1,3 %
700
300
176,5
123,5
-
20
4
4
BW ohne KBA
oTR 1,2 %
700
300
2
298
-
-
5
5
Impf+Cell
700
20
-
195
Anhang 11: Berechnungen Spülwasserverbrauch und oTR-Raumbelastung für Toiletten
Durch die für eine Faulung sehr geringe Raumbelastung aus dem Braunwasser wurde nach
Möglichkeiten gesucht, diese zu erhöhen. In den Faulbehältern in mesophilen Betrieb auf
Kläranlagen wird eine Raumbelastung von 1,5–4 kg oTR/(m³·d) /DWA (2009)/ empfohlen.
Durch eine Verringerung des Spülwasseranteils lässt sich die oTR-Konzentration im Braun-
wasser steigern. Die Vakuumtrenntoiletten benötigen von den auf dem Markt erhältlichen
Toiletten die geringsten Spülwassermengen (siehe Bild 65). Noch geringere Mengen können
nur mit speziell angefertigten Vakuumtoiletten erreicht werden, wie sie beispielsweise in
Passagierflugzeugen vorhanden sind. Diese Toiletten sind für die Nutzung in Wohnungen
nicht ausgelegt. Auf dem Markt sind diese nicht erhältlich und wären aufgrund der hohen
Kosten unökonomisch. Toiletten dieser Art nutzen nur eine Spülwassermenge von 0,15 Liter
pro Spülung. Damit ließe sich der Verbrauch von derzeit 1 Liter deutlich auf bis zu 1/7 redu-
zieren.
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Verweilzeit (HRT) [d]
Raumbelastung [kg oTR/m³*d)]
0
50
100
150
200
250
300
350
Faulvolumen [L] .
oTR-Raumbelastung
erf. Faulvolumen
vorhandenes System
Vakuumtrenntoilette mit
vorgeschalteter Sedimentation
Vakuumtoilette mit 0,15 L Wasserverbrauch pro Spülungvorhandenes ohne
vorgeschaltete Sedimentation
23 15 20 30
Bild 65: Vergleich von Raumbelastung, HRT und erforderlichem Faulvolumen für Vakuumtoilet-
te und Vakuumtoilette aus dem Flugzeug mit geringerem Wasserverbrauch
Die Erhöhung der oTR-Raumbelastung wäre damit problemlos auf einen für die Faulung
effektiveren Wert von (Berechnung unter der Annahme einer Urinseparation):
a. 2,1 kg/(m³·d), Größe der Biogasanlage ca. 86 Liter, HRT 15 d bzw.
b. 1,6 kg/(m³·d), Größe der Biogasanlage ca. 115 Liter, HRT 20 d bzw.
c. 1,1 kg/(m³·d), Größe der Biogasanlage ca. 170 Liter, HRT 30 d zu steigern.
Für diese Varianten wäre keine Voreindickung (z.B. Sedimentation) nötig. Allerdings gibt es
solche Toiletten derzeit nicht mit einer No-Mix-Technologie. Somit ließe sich nur Schwarz-
wasser erfassen. Der besonders nährstoffreiche Urin ist so in dem zu vergärenden Substrat
mit vorhanden. Da Nährstoffe in der Faulung nicht abgebaut werden und nur ein sehr gerin-
ger Anteil in den Mikroorganismen eingebaut wird, könnten die Nährstoffe aus dem Gärrest
entfernt werden.
